JP5932639B2 - Biological nitrogen removal method using anaerobic ammonia oxidation reaction - Google Patents

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Description

本発明は、アンモニア性窒素等の溶解性窒素を含有する被処理水を対象とする嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法に関し、より詳細には、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、実用的レベルで脱窒することが可能な生物学的窒素除去方法に関する。   The present invention relates to a biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction for water to be treated containing soluble nitrogen such as ammoniacal nitrogen, and more specifically, water to be treated to be treated. The present invention relates to a biological nitrogen removal method capable of denitrification at a practical level while relaxing restrictions on the ammoniacal nitrogen concentration, water temperature in the reaction tank, and DO value.

従来から、アンモニア性窒素を含有する被処理水、たとえば下水を対象として、微生物菌を利用して脱窒する技術が用いられてきた。この生物学的窒素除去技術は、被処理水中のアンモニア性窒素を硝化と脱窒の2段階の生物反応によって窒素ガスに変換し、系外に排出するものであり、硝化工程において、アンモニア性窒素を好気性条件下でアンモニア酸化菌によって酸素を利用して亜硝酸性窒素に酸化し、次いで、亜硝酸性窒素を、亜硝酸酸化菌によって硝酸性窒素に酸化し、さらに脱窒工程において、亜硝酸性窒素および硝酸性窒素を無酸素条件下で脱窒菌により、有機物を電子供与体として利用しつつ窒素ガスに変換するものである。   2. Description of the Related Art Conventionally, a technique for denitrifying using microbial bacteria has been used for water to be treated containing ammoniacal nitrogen, for example, sewage. This biological nitrogen removal technology converts ammonia nitrogen in water to be treated into nitrogen gas through a two-stage biological reaction, nitrification and denitrification, and discharges it out of the system. In the nitrification process, ammonia nitrogen is removed. Is oxidized to nitrite nitrogen using oxygen by an ammonia-oxidizing bacterium under aerobic conditions, and then the nitrite nitrogen is oxidized to nitrate nitrogen by a nitrite-oxidizing bacterium. Nitrate nitrogen and nitrate nitrogen are converted into nitrogen gas by denitrifying bacteria under anoxic conditions while using organic substances as electron donors.

しかしながら、このような生物学的窒素除去技術は、硝化工程において多量の酸素が必要であり、一方脱窒工程において、メタノール等の有機物を多量に添加する必要があり、総じてランニングコストを増大させるものであった。このような技術的問題点を解決した新たな生物学的窒素除去技術として、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法および生物学的窒素除去装置が用いられている。ここに、嫌気性アンモニア酸化反応とは、嫌気性アンモニア酸化菌を利用した生物反応であり、嫌気性アンモニア酸化菌は、嫌気性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可能な脱窒微生物群であり、脱窒に際し有機物の添加が不要な脱窒微生物である。   However, such biological nitrogen removal technology requires a large amount of oxygen in the nitrification step, while a large amount of organic substances such as methanol must be added in the denitrification step, which generally increases the running cost. Met. As a new biological nitrogen removal technique that solves such technical problems, a biological nitrogen removal method and a biological nitrogen removal apparatus using an anaerobic ammonia oxidation reaction are used. Here, the anaerobic ammonia oxidation reaction is a biological reaction using anaerobic ammonia oxidizing bacteria. Under anaerobic conditions, anaerobic ammonia oxidizing bacteria convert ammonia nitrogen to an electron donor and nitrite nitrogen to electrons. This is a group of denitrifying microorganisms that can react with each other as an acceptor to generate nitrogen gas, and are denitrifying microorganisms that do not require the addition of organic substances during denitrification.

このような嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法および生物学的窒素除去装置の例が、特許文献1に開示されている。この生物学的窒素除去方法および生物学的窒素除去装置は、被処理水の上流側から下流側に向かって、部分亜硝化槽と、pH調整槽と、脱窒槽とから概略構成されている。より詳細には、部分亜硝化槽は、アンモニア性窒素含有液をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気し、アンモニア性窒素成分の一部を亜硝酸性窒素にまで酸化し、脱窒槽は、嫌気性アンモニア酸化菌の存在下に、部分亜硝酸化槽の被処理水中の亜硝酸性窒素とアンモニア性窒素とを反応させて窒素ガスに転換し、pH調整槽は、脱窒槽の被処理水を部分亜硝酸化槽に循環してpH調整するようにしている。このような構成の生物学的窒素除去方法および生物学的窒素除去装置によれば、硝化のための曝気動力が少なくて済むとともに、メタノール等の有機物を添加する必要がなく、発生汚泥量を少なくすることが可能である。   An example of a biological nitrogen removal method and a biological nitrogen removal apparatus using such anaerobic ammonia oxidation reaction is disclosed in Patent Document 1. This biological nitrogen removal method and biological nitrogen removal apparatus are generally composed of a partial nitrification tank, a pH adjustment tank, and a denitrification tank from the upstream side to the downstream side of the water to be treated. More specifically, the partial nitrification tank aerates the ammonia nitrogen-containing liquid in the presence of ammonia oxidizing bacteria, oxidizes a part of the ammonia nitrogen component to nitrite nitrogen, and the denitrification tank is anaerobic. In the presence of ammonia-oxidizing bacteria, nitrite nitrogen and ammonia nitrogen in the treated water in the partial nitrification tank are reacted to convert them into nitrogen gas, and the pH adjustment tank uses the treated water in the denitrification tank partially. The pH is adjusted by circulation to a nitritation tank. According to the biological nitrogen removing method and the biological nitrogen removing apparatus having such a configuration, aeration power for nitrification can be reduced, organic substances such as methanol need not be added, and the amount of generated sludge can be reduced. Is possible.

しかしながら、このような生物学的窒素除去方法および生物学的窒素除去装置では、部分亜硝化槽、pH調整槽および脱窒槽を別個独立に設け、部分亜硝化槽および脱窒槽それぞれにおいて、部分亜硝化反応に必要なpH値、脱窒反応に必要なpH値を調整する必要があることから、生物学的窒素除去装置として、設備コストがかかり、また生物学的窒素除去方法として、簡略な方法であるとはいえなかった。   However, in such a biological nitrogen removal method and biological nitrogen removal apparatus, a partial nitrification tank, a pH adjustment tank, and a denitrification tank are separately provided, and in each of the partial nitrification tank and the denitrification tank, partial nitrification is performed. Since it is necessary to adjust the pH value required for the reaction and the pH value required for the denitrification reaction, the equipment cost is high as a biological nitrogen removal device, and the biological nitrogen removal method is a simple method. I couldn't say.

このような技術的問題点を解決した嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去装置および生物学的窒素除去方法が、たとえば、非特許文献1に開示されている。この生物学的窒素除去装置は、部分亜硝化槽および脱窒槽を単一槽として供用化し、この単一槽内において、pH値の調整を必要することなしに、部分亜硝化反応および脱窒反応を生じさせて、窒素を除去するものである。より詳細には、処理すべき被処理水を流入させた単一槽内に、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として内側に存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させた担体を投入し、アンモニア性窒素を含有する被処理水中で担体を流動させることにより、好気性条件の下で、亜硝酸型硝化菌によって亜硝酸型硝化反応によりアンモニア性窒素を一部亜硝酸性窒素に酸化し、次いで、亜硝酸型硝化菌の存在により被処理水中の酸素から遮断される嫌気性条件の下で、主に微生物膜の内側の層に存在する嫌気性アンモニア酸化菌により、亜硝酸性窒素とアンモニア性窒素とを反応させて、窒素ガスに転換して脱窒を行う。このような嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去装置および生物学的窒素除去方法によれば、設備の簡略化によるコスト低減とともに、pH値の調整を不要とすることで、生物学的窒素除去方法の簡略化も達成することができる。   For example, Non-Patent Document 1 discloses a biological nitrogen removal apparatus and biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction that solves such technical problems. This biological nitrogen removal apparatus uses a partial nitrification tank and a denitrification tank as a single tank, and in this single tank, a partial nitrification reaction and a denitrification reaction are not required without adjusting the pH value. In order to remove nitrogen. More specifically, in a single tank into which water to be treated is introduced, nitrite-type nitrifying bacteria contributing to nitrite-type nitrification reaction are predominated as an anaerobic ammonia-oxidizing bacteria. A nitrous acid type is added under aerobic conditions by introducing a carrier carrying a two-layer microbial membrane, which is present inside as a seed, on the surface, and flowing the carrier in water to be treated containing ammoniacal nitrogen. Mainly under anaerobic conditions in which ammonia nitrogen is partially oxidized to nitrite nitrogen by nitrifying bacteria and then blocked from oxygen in the treated water by the presence of nitrite nitrifying bacteria. Nitrogenous nitrogen and ammoniacal nitrogen are reacted by anaerobic ammonia oxidizing bacteria present in the inner layer of the microbial membrane, and converted into nitrogen gas for denitrification. According to the biological nitrogen removal apparatus and biological nitrogen removal method utilizing such anaerobic ammonia oxidation reaction, the cost can be reduced by simplifying the equipment, and the adjustment of the pH value is not required. A simplified nitrogen removal method can also be achieved.

しかしながら、この嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法には、以下のような技術的問題点が存する。すなわち、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約から、アンモニア性窒素を含有する被処理水であれば、無条件でそのまま生物学的窒素除去を行うことができるという訳ではない点である。   However, the biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction has the following technical problems. In other words, due to restrictions on the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the reaction tank, and the DO value, biological nitrogen removal is unconditionally performed if the water to be treated contains ammoniacal nitrogen. It is not that you can do.

より詳細には、従来の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法によれば、アンモニア性窒素を含有する被処理水に対して、以下の反応プロセスを利用して脱窒することができる。
(1)亜硝酸型硝化反応:NH +1.5O→NO +HO+2H
(2)嫌気性アンモニア酸化反応:0.75NH +NO →0.77N+0.19NO +1.5HO+0.10H
More specifically, according to the biological nitrogen removal method using the conventional anaerobic ammonia oxidation reaction, denitrification is performed on the water to be treated containing ammonia nitrogen using the following reaction process. Can do.
(1) Nitrite-type nitrification reaction: NH 4 + + 1.5O 2 → NO 2 + H 2 O + 2H +
(2) Anaerobic ammonia oxidation reaction: 0.75NH 4 + + NO 2 → 0.77N 2 +0.19 NO 3 + 1.5H 2 O + 0.10H

より具体的には、好気性条件下、アンモニア性窒素を含有する被処理水中に、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させた担体を配置することにより、優占種として外側に存在する亜硝酸型硝化菌により(1)の反応である亜硝酸型硝化反応を生じさせることによって、亜硝酸を生成する。次いで、被処理水中のアンモニア性窒素と、生成した亜硝酸性窒素とに基づいて、亜硝酸型硝化菌により取り囲まれる形態で微生物膜の内側の層に存在することにより嫌気性条件が満足された状態で、嫌気性アンモニア酸化菌により(2)の反応である嫌気性アンモニア酸化反応が生じ、窒素を生成する。   More specifically, in the treated water containing ammonia nitrogen under aerobic conditions, nitrite type nitrifying bacteria that contribute to nitrite type nitrification reaction are dominant species and contribute to anaerobic ammonia oxidation reaction An anaerobic ammonia-oxidizing bacterium that predominates is placed in a form surrounded by the nitrite-type nitrifying bacterium, and a carrier carrying two layers of microbial membranes on the surface is disposed on the inside, thereby predominating species Nitrite is produced by causing a nitrite-type nitrification reaction (1) by the nitrite-type nitrifying bacteria present on the outside. Next, anaerobic conditions were satisfied by being present in the inner layer of the microbial membrane in a form surrounded by nitrite-type nitrifying bacteria based on the ammoniacal nitrogen in the treated water and the generated nitrite nitrogen. In the state, the anaerobic ammonia oxidizing bacterium, which is the reaction of (2), is caused by the anaerobic ammonia oxidizing bacteria to generate nitrogen.

しかしながら、このような嫌気性アンモニア酸化反応を利用した脱窒素方法を実施する過程で、硝酸型硝化菌により、以下の反応式に示すように、生成した亜硝酸がさらに酸化されて、硝酸が生成されてしまう。
(3)硝酸型硝化反応:NO +0.5O→NO +HO+2H
よって、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法を実用的レベルで実施するためには、(1)の反応である亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を高めつつ、(3)の反応である硝酸型硝化反応を抑止することにより、(2)の反応である嫌気性アンモニア酸化反応に必要なアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを確保する必要がある。
However, during the process of denitrification using such anaerobic ammonia oxidation reaction, nitric acid is further oxidized by nitric acid-type nitrifying bacteria as shown in the following reaction formula to produce nitric acid. Will be.
(3) Nitric acid type nitrification reaction: NO 2 + 0.5O 2 → NO 3 + H 2 O + 2H +
Therefore, in order to implement a biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction at a practical level, while increasing the amount of nitrous acid produced by the nitrite type nitrification reaction (1), It is necessary to secure ammonia nitrogen and nitrite nitrogen necessary for the anaerobic ammonia oxidation reaction (2) by inhibiting the nitrate nitrification reaction (3).

この点、亜硝酸型硝化反応および硝酸型硝化反応に対して影響を与えるパラメータ因子として、被処理水のアンモニア性窒素濃度、槽内での水温およびDO値が考えられる。   In this regard, as the parameter factors that affect the nitrite-type nitrification reaction and the nitrate-type nitrification reaction, the ammoniacal nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the tank, and the DO value can be considered.

図13ないし図15はそれぞれ、亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの増殖速度または反応速度に対して、被処理水の温度、被処理水中のDO(溶存酸素量)、被処理水中のアンモニア性窒素濃度が与える影響を模式的に示したグラフである。図13に示すように、被処理水の温度は高いほど、硝酸型硝化菌に比べて亜硝酸型硝化菌の増殖速度が高まることから、被処理水の温度は高いのが好ましい。また、図14に示すように、被処理水中のDO(溶存酸素量)は低いほど、亜硝酸型硝化菌に比べて硝酸型硝化菌の反応速度が低下することから、被処理水中のDOは、好気性条件が満足される範囲内で、低いのが好ましい。さらに、図15に示すように、被処理水中のアンモニア性窒素濃度は高いほど、亜硝酸型硝化菌に比べて硝酸型硝化菌の反応速度が低下することから、被処理水中のアンモニア性窒素濃度は、高いのが好ましい。   FIGS. 13 to 15 show the temperature of treated water, DO (dissolved oxygen amount) in treated water, and the treated water in relation to the growth rate or reaction rate of nitrite-type nitrifying bacteria and nitrate-type nitrifying bacteria, respectively. It is the graph which showed typically the influence which ammonia nitrogen concentration gives. As shown in FIG. 13, the higher the temperature of the water to be treated, the higher the growth rate of the nitrite type nitrifying bacteria compared to the nitrate type nitrifying bacteria. Therefore, the temperature of the water to be treated is preferably high. Further, as shown in FIG. 14, the lower the DO (dissolved oxygen amount) in the water to be treated, the lower the reaction rate of nitrate nitrifying bacteria compared to the nitrite type nitrifying bacteria. As long as the aerobic condition is satisfied, it is preferably low. Furthermore, as shown in FIG. 15, the higher the ammonia nitrogen concentration in the treated water, the lower the reaction rate of the nitrate nitrifying bacteria compared with the nitrite type nitrifying bacteria. Is preferably high.

以上のように、従来、(1)の反応である亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を高めつつ、(3)の反応である硝酸型硝化反応を抑止するためには、被処理水のアンモニア性窒素濃度、槽内での水温およびDO値の制約があり、アンモニア性窒素を含有する被処理水であれば、無条件に嫌気性アンモニア酸化反応を利用して、実用的レベルで脱窒が可能であったとはいえず、たとえば、工業廃水、返流汚泥水等の高温でアンモニア性窒素濃度が高い廃水に処理対象が限定され、都市下水や生活廃水は、より低温でアンモニア性窒素濃度がより低いため、そのまま適用することが困難であった。   As described above, in order to suppress the nitric acid-type nitrification reaction (3) while increasing the amount of nitrous acid produced by the nitrite-type nitrification reaction (1), conventionally, If the water to be treated contains ammoniacal nitrogen, it is unconditionally removed at a practical level using an anaerobic ammonia oxidation reaction. Nitrogen was not possible, for example, wastewater with high ammoniacal nitrogen concentration at high temperatures such as industrial wastewater and return sludge water, and municipal wastewater and domestic wastewater were treated with ammoniacal nitrogen at lower temperatures. Since the concentration was lower, it was difficult to apply as it was.

特開2006−88092号公報JP 2006-88092 A

Joumal of Zhejiang University SCIENCE B, 2008, pp 416-426, “Anaerobic ammonium oxidation for treatment of ammonium-rich wastewaters”Joumal of Zhejiang University SCIENCE B, 2008, pp 416-426, “Anaerobic ammonium oxidation for treatment of ammonium-rich wastewaters”

以上の技術的問題に鑑み、本発明の課題は、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和するとともに、脱窒プロセスを簡略化しながらも実用的レベルの脱窒効率を確保することが可能な、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法を提供することにある。   In view of the above technical problems, the problem of the present invention is to ease the denitrification process while relaxing the restrictions on the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the reaction tank, and the DO value. Another object of the present invention is to provide a biological nitrogen removal method utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction that can ensure a practical level of denitrification efficiency.

上記目的を達成するため、本発明によれば、以下の生物学的窒素除去方法が提供される。   In order to achieve the above object, the present invention provides the following biological nitrogen removal method.

[1] 好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、前記被処理水のORP(酸化還元電位)を−150mV以下とした状態とするとともに、前記反応槽内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、流入溶解性窒素負荷が、2.5〜11.5g/m 担体/dayとなり、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率(反応槽の単位容積当たりの担体総表面積)を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [1] Nitrite-type nitrifying bacteria that contribute to the nitrite-type nitrification reaction and anaerobic ammonia-oxidation reaction in the treated water containing dissolved nitrogen that has flowed into the reaction tank under aerobic conditions Two dominant species with oxidative ammonia-oxidizing bacteria, or nitrous acid-type nitrifying bacteria that contribute to nitrite-type nitrification reaction and aerobic bacteria that decompose soluble nitrogen other than ammonia into ammonia and anaerobic ammonia oxidation reaction Denitrification from treated water using anaerobic ammonia oxidation reaction by flowing a carrier carrying a microbial membrane containing three dominant species with contributing anaerobic ammonia oxidizing bacteria on the surface A biological nitrogen removal method utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction, wherein the ORP (oxidation-reduction potential) of the water to be treated is set to -150 mV or less, and the treatment is performed in the reaction vessel. Water is In a state that was adjusted to be alkaline, inflow solubility nitrogen load, 2.5~11.5g / m 2 carrier / day next, as a level enough to suppress the nitrate type nitrification reaction, the carrier input ratio A biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction in which (the total surface area of the carrier per unit volume of the reaction tank) is adjusted.

[2] 前記反応槽内にて前記被処理水のpHが7.3〜8.5となるよう調整する、[1]に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [2] The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to [1], wherein the pH of the water to be treated is adjusted to 7.3 to 8.5 in the reaction tank.

] 担体投入率を、4〜55m/mに調整する、[1]又は[2]に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 3 ] The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to [1] or [2], wherein the carrier input rate is adjusted to 4 to 55 m 2 / m 3 .

] 前記反応槽から流出する被処理水のアンモニア性窒素(NH−N)濃度、亜硝酸性窒素(NO−N)濃度および硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測し、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて、前記反応槽における曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、[1]〜[]の何れかに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
[ 4 ] Measure ammonia nitrogen (NH 4 -N) concentration, nitrite nitrogen (NO 2 -N) concentration and nitrate nitrogen (NO 3 -N) concentration of the water to be treated flowing out of the reaction tank, Combinations of the following (a), (b) and (c), the following (a) and (c), the following (b) and (c), the following (d) alone and the following (e) Denitrification from the water to be treated using an anaerobic ammonia oxidation reaction while adjusting the amount of aeration in the reaction tank using any means selected from the group consisting of a single group [1] to [ 3 ] A biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of [ 3 ].
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.

] 好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、前記反応槽の内部が、前記被処理水が流入して来る上流側から前記被処理水が流出して行く下流側に向かって、前記被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁により複数の区画に仕切られており、前記被処理水のORP(酸化還元電位)を−150mV以下とした状態とするとともに、前記各区画内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、前記各区画内にて流入溶解性窒素負荷が、2.5〜11.5g/m 担体/dayとなり、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率(反応槽の単位容積当たりの担体総表面積)を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 5 ] Nitrite-type nitrifying bacteria that contribute to nitrite-type nitrification reaction and anaerobic ammonia-oxidation reaction in treated water containing dissolved nitrogen that has flowed into the reaction tank under aerobic conditions Two dominant species with oxidative ammonia-oxidizing bacteria, or nitrous acid-type nitrifying bacteria that contribute to nitrite-type nitrification reaction and aerobic bacteria that decompose soluble nitrogen other than ammonia into ammonia and anaerobic ammonia oxidation reaction Denitrification from treated water using anaerobic ammonia oxidation reaction by flowing a carrier carrying a microbial membrane containing three dominant species with contributing anaerobic ammonia oxidizing bacteria on the surface A biological nitrogen removal method utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction, wherein the inside of the reaction tank is on the downstream side where the treated water flows out from the upstream side where the treated water flows in Toward To complete the flow of water is divided into a plurality of sections by barrier not interrupted, the addition to a state where the ORP of the water to be treated (oxidation reduction potential) was equal to or less than -150 mV, the object in the in each compartment in a state in which the treated water is adjusted to be alkaline, the inflow soluble nitrogen load in front Symbol in each compartment, 2.5~11.5g / m 2 carrier / day next, enough to suppress the nitrate type nitrification A biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction in which the carrier input rate (total surface area of the carrier per unit volume of the reaction tank) is adjusted so as to reach a level.

] 前記各区画内にて前記被処理水のpHが7.3〜8.5となるよう調整する、[]に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 6 ] The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to [ 5 ], wherein the pH of the water to be treated is adjusted to 7.3 to 8.5 in each compartment.

] 前記各区画内にて担体投入率を、4〜55m/mに調整する、[]又は[]に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [7] The carrier input ratio in said respective compartment, 4~55M adjusted to 2 / m 3, [5] or [6] Biological nitrogen removal process utilizing anaerobic ammonium oxidation described.

] 前記各区画内の被処理水のアンモニア性窒素(NH−N)濃度、亜硝酸性窒素(NO−N)濃度および硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測し、前記各区画間を仕切る隔壁の内の任意の隔壁より上流側の区画においては、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行い、前記任意の隔壁より下流側の区画においては、下記(f)と(g)と(h)との組み合わせ、下記(f)と(h)との組み合わせ、下記(g)と(h)との組み合わせ、下記(i)単独および下記(j)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、[]〜[]の何れかに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(f)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(g)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(h)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気を開始させる。
(i)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
(j)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
[ 8 ] Ammonia nitrogen (NH 4 -N) concentration, nitrite nitrogen (NO 2 -N) concentration and nitrate nitrogen (NO 3 -N) concentration of water to be treated in each compartment are measured, In the partition upstream of any partition among the partitions partitioning each partition, the following combinations (a), (b) and (c), combinations (a) and (c) below, The aeration amount is adjusted using any means selected from the group consisting of the combination of b) and (c), the following (d) alone and the following (e) alone, In the compartment, the following combinations (f), (g) and (h), the following (f) and (h), the following (g) and (h), the following (i) alone and (J) Adjusting the amount of aeration using any means selected from the group consisting of the following There will, performing denitrification from treated water by utilizing the anaerobic ammonium oxidation, [5] - [7] Biological nitrogen removal process utilizing anaerobic ammonium oxidation according to any one of.
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.
(F) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value.
(G) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(H) Aeration is started when the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value.
(I) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(J) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.

] 前記担体が、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を、またはアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌および亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させたものである、[1]〜[]の何れかに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 9 ] The carrier is a nitrite type nitrifying bacterium that contributes to a nitrite type nitrification reaction, or an aerobic bacterium that decomposes soluble nitrogen other than ammonia into ammonia and a nitrite type that contributes to a nitrite type nitrification reaction Two layers of microbial membranes with nitrifying bacteria as the dominant species, and anaerobic ammonia oxidizing bacteria that contribute to the anaerobic ammonia oxidation reaction as the dominant species, surrounded by the nitrite-type nitrifying bacteria, inside The biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of [1] to [ 8 ], wherein is carried on the surface portion.

10] 反応槽に活性汚泥を流入させることなく、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、[1]〜[]の何れかに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 10 ] The anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of [1] to [ 9 ], wherein denitrification is performed from the water to be treated using an anaerobic ammonia oxidation reaction without causing activated sludge to flow into the reaction tank. Biological nitrogen removal method using

11] 溶解性窒素を含有する被処理水が、常温かつ溶解性窒素濃度50mg/L以下の廃水である、[1]〜[10]の何れかに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 [ 11 ] The anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of [1] to [ 10 ], wherein the water to be treated containing soluble nitrogen is wastewater having a normal temperature and a soluble nitrogen concentration of 50 mg / L or less. Biological nitrogen removal method.

本発明によれば、反応槽内にて被処理水をアルカリ性に調整した上で、被処理水中の担体投入率を適正に調整したことにより、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して、実用的レベルの高い脱窒効果を得ることができる。   According to the present invention, after adjusting the water to be treated in the reaction tank to be alkaline, the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, which is to be treated, by appropriately adjusting the carrier charging rate in the water to be treated, While relaxing the restrictions on the water temperature and DO value in the reaction vessel, a practical denitrification effect can be obtained by utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction.

本発明に係る生物学的窒素除去方法を実施するための水処理システムの一例を示す概略図である。It is the schematic which shows an example of the water treatment system for enforcing the biological nitrogen removal method which concerns on this invention. 本発明の実施形態に係る反応槽まわりの概略図である。It is the schematic around the reaction tank which concerns on embodiment of this invention. 本発明の実施形態に係る反応槽内で用いられる担体の一例を示す断面模式図である。It is a cross-sectional schematic diagram which shows an example of the support | carrier used within the reaction tank which concerns on embodiment of this invention. 本発明の実施形態に係る反応槽内で用いられる担体の他の一例を示す部分断面模式図である。It is a partial cross-sectional schematic diagram which shows another example of the support | carrier used in the reaction tank which concerns on embodiment of this invention. 本発明の実施形態に係る反応槽内で用いられる担体の他の一例を示す部分断面模式図である。It is a partial cross-sectional schematic diagram which shows another example of the support | carrier used in the reaction tank which concerns on embodiment of this invention. 本発明の実施形態に係る反応槽内で用いられる担体の他の一例を示す部分断面模式図である。It is a partial cross-sectional schematic diagram which shows another example of the support | carrier used in the reaction tank which concerns on embodiment of this invention. 本発明の実施例1において、反応槽流入水の溶解性窒素濃度および反応槽流出水の溶解性窒素濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 1 of this invention, it is a graph which shows the time change of each soluble nitrogen concentration of reaction tank inflow water, and soluble nitrogen concentration of reaction tank outflow water. 本発明の実施例2において、担体投入率が90m担体総表面積/m槽容積の場合における、イオン性窒素濃度、NO−N濃度およびNH−N濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 2 of the present invention, when the carrier input ratio of 90m 2 carriers total surface area / m 3 tank volume, ionic nitrogen concentration, a graph showing the NO X -N concentration and NH 4 -N concentration each time change is there. 本発明の実施例2において、担体投入率が30m担体総表面積/m槽容積の場合における、イオン性窒素濃度、NO−N濃度およびNH−N濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 2 of the present invention, when the carrier input ratio is 30 m 2 support the total surface area / m 3 tank volume, ionic nitrogen concentration, a graph showing the NO X -N concentration and NH 4 -N concentration each time change is there. 本発明の実施例2において、担体投入率が7.5m担体総表面積/m槽容積の場合における、イオン性窒素濃度、NO−N濃度およびNH−N濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 2 of the present invention, showing when the carrier input ratio of 7.5 m 2 support the total surface area / m 3 tank volume, ionic nitrogen concentration, the NO X -N concentration and NH 4 -N concentration each time change It is a graph. 本発明の実施例3において、被処理水の活性汚泥濃度が16mgSS/Lの場合における、イオン性窒素濃度、NO−N濃度およびNH−N濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 3 of the present invention, is a graph showing when activated sludge concentration of the water to be treated is 16mgSS / L, ionic nitrogen concentration, the NO X -N concentration and NH 4 -N concentration each time change. 本発明の実施例3において、被処理水の活性汚泥濃度が1620mgSS/Lの場合における、イオン性窒素濃度、NO−N濃度およびNH−N濃度それぞれの時間変化を示すグラフである。In Example 3 of the present invention, is a graph showing when activated sludge concentration of the water to be treated is 1620mgSS / L, ionic nitrogen concentration, the NO X -N concentration and NH 4 -N concentration each time change. 亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの増殖速度が、水温によりどのように変化するかを示すグラフである。It is a graph which shows how the growth rate of each nitrite type nitrifying bacteria and nitrate type nitrifying bacteria changes with water temperature. 亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの反応速度が、DO値によりどのように変化するかを示すグラフである。It is a graph which shows how the reaction rate of each nitrite type nitrifying bacteria and nitrate type nitrifying bacteria changes with DO values. 亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの反応速度が、アンモニア性窒素濃度によりどのように変化するかを示すグラフである。It is a graph which shows how the reaction rate of each nitrite type nitrifying bacteria and nitrate type nitrifying bacteria changes with ammonia nitrogen concentration. 亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの増殖速度が、pH値によりどのように変化するかを示すグラフである。It is a graph which shows how the growth rate of each nitrite type nitrifying bacteria and nitrate type nitrifying bacteria changes with pH values. 担体の厚み方向のアンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、および硝酸性窒素濃度の分布をDO値の変化とともに示す模式図であり、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌によって硝化する従来技術の場合を示す。It is a schematic diagram showing the distribution of ammonia nitrogen concentration, nitrite nitrogen concentration, and nitrate nitrogen concentration in the thickness direction of the carrier along with the change in DO value. In the case of the prior art in which nitrification is performed by ammonia oxidizing bacteria and nitrite oxidizing bacteria Indicates. 担体の厚み方向のアンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、および硝酸性窒素濃度の分布をDO値の変化とともに示す模式図であり、アンモニア酸化菌および嫌気性アンモニア酸化菌によって脱窒する従来技術の場合を示す。It is a schematic diagram showing the distribution of ammonia nitrogen concentration, nitrite nitrogen concentration, and nitrate nitrogen concentration in the thickness direction of the carrier together with changes in DO value, and is a conventional technique for denitrification by ammonia oxidizing bacteria and anaerobic ammonia oxidizing bacteria This case is shown. 担体の厚み方向のアンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、および硝酸性窒素濃度の分布をDO値の変化とともに示す模式図であり、アンモニア酸化菌および嫌気性アンモニア酸化菌によって脱窒する本発明の場合を示す。It is a schematic diagram showing the distribution of ammonia nitrogen concentration, nitrite nitrogen concentration and nitrate nitrogen concentration in the thickness direction of the carrier together with the change of DO value, and the present invention denitrifies by ammonia oxidizing bacteria and anaerobic ammonia oxidizing bacteria This case is shown. 溶解性窒素除去率、NO−N生成濃度およびNO−N生成濃度が、溶解性窒素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。Soluble nitrogen removal rate, NO 2 -N product concentration and NO 3 -N product concentration is a graph showing how the changes by the ratio of DO on solubility nitrogen load. 溶解性窒素除去率、NO−N生成濃度およびNO−N生成濃度が、溶解性総有機炭素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。Soluble nitrogen removal rate, NO 2 -N product concentration and NO 3 -N product concentration is a graph showing how the changes by the ratio of DO on solubility total organic carbon load. 反応槽における曝気量の調整方法の一例を示す概略図である。It is the schematic which shows an example of the adjustment method of the aeration amount in a reaction tank. 反応槽における曝気量の調整方法の他の一例を示す概略図である。It is the schematic which shows another example of the adjustment method of the aeration amount in a reaction tank. 被処理水のORPの調整方法の一例を示す概略図である。It is the schematic which shows an example of the adjustment method of ORP of to-be-processed water. 溶解性窒素除去速度およびNO−N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフである。Soluble nitrogen removal rate and NO 3 -N product concentration is a graph showing how the varying the flows solubility nitrogen load. 流入溶解性窒素負荷が比較的低い場合において、NO−N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフである。In case the inflow solubility nitrogen load is relatively low, NO 3 -N product concentration is a graph showing how the varying the flows solubility nitrogen load. 溶解性窒素除去率が、反応槽流入水の酸化還元電位によりどのように変化するかを示すグラフである。It is a graph which shows how a soluble nitrogen removal rate changes with the oxidation-reduction potential of reaction tank inflow water. 窒素除去は本発明の生物学的窒素除去方法により行い、溶解性有機物とリンの除去は活性汚泥を用いて行う場合のフロー図である。FIG. 3 is a flow chart when nitrogen removal is performed by the biological nitrogen removal method of the present invention, and soluble organic matter and phosphorus are removed using activated sludge.

以下、本発明を具体的な実施形態に基づき説明するが、本発明は、これに限定されて解釈されるものではなく、本発明の範囲を逸脱しない限りにおいて、当業者の知識に基づいて、種々の変更、修正、改良を加え得るものである。   Hereinafter, the present invention will be described based on specific embodiments, but the present invention should not be construed as being limited thereto, and based on the knowledge of those skilled in the art without departing from the scope of the present invention. Various changes, modifications, and improvements can be added.

本発明に係る生物学的窒素除去方法は、反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、被処理水中の担体投入率を調整することにより、前記(3)の反応である硝酸型硝化反応を抑止するほどに、前記(1)の反応である亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を高めることで、前記(2)の反応である嫌気性アンモニア酸化反応に必要なアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを確保するものである。   In the biological nitrogen removal method according to the present invention, the reaction in the above (3) is carried out by adjusting the carrier input rate in the treated water in a state where the treated water is adjusted to be alkaline in the reaction tank. Necessary for the anaerobic ammonia oxidation reaction (2) by increasing the amount of nitrous acid produced by the nitrite nitrification reaction (1) as the nitric acid nitrification reaction is suppressed. Secures ammonia nitrogen and nitrite nitrogen.

図16は、亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの増殖速度に対して、被処理水のpHが与える影響を模式的に示したグラフである。この図16に示すように、被処理水のpHは高いほど、亜硝酸型硝化菌に比べて硝酸型硝化菌の増殖速度が低下することから、前記(3)の硝酸型硝化反応を抑止するためには、被処理水中のpHが高い方が好ましい。また、本発明者らが、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法について検討を重ねたところ、被処理水がアルカリ性であると、前記(2)の嫌気性アンモニア酸化反応が起こりやすくなり、溶解性窒素除去率が向上することがわかった。本発明に係る生物学的窒素除去方法は、これらの知見に基づき、反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去を行う。   FIG. 16 is a graph schematically showing the influence of the pH of the water to be treated on the growth rates of nitrite-type nitrifying bacteria and nitrate-type nitrifying bacteria. As shown in FIG. 16, the higher the pH of the water to be treated, the lower the growth rate of nitrate-type nitrifying bacteria compared to nitrite-type nitrifying bacteria. Therefore, the nitrate-type nitrifying reaction (3) is suppressed. Therefore, it is preferable that the pH of the water to be treated is higher. In addition, when the present inventors repeatedly examined a biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction, when the water to be treated is alkaline, the anaerobic ammonia oxidation reaction of (2) occurs. It was found that the removal rate of soluble nitrogen was improved. Based on these findings, the biological nitrogen removal method according to the present invention performs biological nitrogen removal using an anaerobic ammonia oxidation reaction in a state where the water to be treated is adjusted to be alkaline in the reaction tank. Do.

反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整する方法としては、被処理水にアルカリ剤を投入する方法が好適に採用できる。使用するアルカリ剤の種類は、特に限定されるものではないが、たとえば、炭酸ナトリウム、炭酸水素ナトリウム、水酸化ナトリウム、水酸化カルシウム(消石灰)等が好適に使用できる。   As a method for adjusting the water to be treated to be alkaline in the reaction tank, a method of adding an alkali agent to the water to be treated can be suitably employed. Although the kind of alkaline agent to be used is not particularly limited, for example, sodium carbonate, sodium hydrogen carbonate, sodium hydroxide, calcium hydroxide (slaked lime) and the like can be suitably used.

なお、反応槽内における被処理水の具体的なpHとしては、7.3〜8.5が好ましい。被処理水のpHが7.3以上になると、溶解性窒素除去率の向上効果が顕著となり、被処理水が酸性あるいは中性の場合に比して、明らかに高い溶解性窒素除去率が得られる。また、被処理水のpHが8.5までの範囲では、pHが高くなるにつれて、溶解性窒素除去率も高くなるが、pHが8.5を超えると、溶解性窒素除去率が頭打ちとなる。したがって、pHを8.5以下にすることにより、アルカリ剤の無駄な消費を抑え、ランニングコストを低下させることができる。   In addition, as specific pH of the to-be-processed water in a reaction tank, 7.3-8.5 are preferable. When the pH of the water to be treated becomes 7.3 or more, the effect of improving the removal rate of soluble nitrogen becomes remarkable, and an apparently high removal rate of soluble nitrogen is obtained as compared with the case where the water to be treated is acidic or neutral. It is done. In addition, when the pH of the water to be treated is up to 8.5, the removal rate of soluble nitrogen increases as the pH increases. However, when the pH exceeds 8.5, the removal rate of soluble nitrogen reaches a peak. . Therefore, by reducing the pH to 8.5 or less, wasteful consumption of the alkaline agent can be suppressed and the running cost can be reduced.

本発明に係る生物学的窒素除去方法においては、このように反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態とした上で、被処理水中の溶解性窒素濃度に基づいて、担体投入率を調整する。ここに、担体投入率とは、反応槽の単位容積当たりの担体総表面積である。たとえば、被処理水中の溶解性窒素濃度が低い場合に、担体投入率を低減する。次いで、担体を反応槽内で均一な分布状態となるように流動させる。これにより、単位時間、担体表面積当たりのアンモニア負荷を反応槽内全体に亘り一様に確保することが可能である。このような状態で、各担体の表面部に担持された微生物膜に優占種の1種として含まれた亜硝酸型硝化菌により、亜硝酸型硝化反応が生じるが、前記のように担体投入率を低減すると、担体の単位表面積当たりのアンモニア負荷が大きくなり、その結果、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌の増殖により、担体の単位表面積当たりの亜硝酸型硝化菌の数が増加して、微生物膜の膜厚が増大し、担体表面積当たりのアンモニア性窒素の除去速度が増大する。   In the biological nitrogen removal method according to the present invention, after the water to be treated is adjusted to be alkaline in the reaction tank as described above, the carrier is determined based on the dissolved nitrogen concentration in the water to be treated. Adjust the input rate. Here, the carrier charging rate is the total surface area of the carrier per unit volume of the reaction tank. For example, the carrier input rate is reduced when the concentration of soluble nitrogen in the water to be treated is low. Next, the carrier is caused to flow so as to be uniformly distributed in the reaction vessel. Thereby, it is possible to ensure the ammonia load per unit time and the surface area of the support uniformly throughout the entire reaction tank. In such a state, the nitrite type nitrification bacteria contained as one of the dominant species in the microbial membrane supported on the surface of each carrier cause a nitrite type nitrification reaction. Decreasing the rate increases the ammonia load per unit surface area of the carrier, and as a result, the number of nitrite type nitrifying bacteria per unit surface area of the carrier due to the growth of nitrite type nitrifying bacteria that contribute to the nitrite type nitrifying reaction. Increases, the microbial membrane thickness increases, and the removal rate of ammonia nitrogen per surface area of the carrier increases.

このように担体投入率を調整することで、亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の膜厚が増大して、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が増加し、当該反応による亜硝酸の生成量が硝酸型硝化反応を抑止するレベルになると、生成した亜硝酸が硝酸に転換されることなしに、嫌気性アンモニア酸化反応に必要な亜硝酸を確保することが可能となる。そして、その結果、担体の単位表面積当たりの窒素の除去速度が増大し、液相から微生物膜へのアンモニウムイオンの移動速度に見合った窒素除去速度を確保することが可能となる。なお、担体には、前記のように微生物膜の膜厚が増大しても、微生物膜を担持可能なものを採用することが必要である。   By adjusting the carrier input rate in this way, the film thickness of the microbial membrane containing nitrite type nitrifying bacteria as one of the dominant species increases, and the amount of nitrite produced by the nitrite type nitrification reaction increases. When the amount of nitrous acid produced by the reaction reaches a level that inhibits the nitric acid-type nitrification reaction, the nitrous acid required for the anaerobic ammonia oxidation reaction can be secured without being converted to nitric acid. It becomes possible. As a result, the removal rate of nitrogen per unit surface area of the carrier increases, and it is possible to ensure a nitrogen removal rate commensurate with the transfer rate of ammonium ions from the liquid phase to the microbial membrane. As described above, it is necessary to employ a carrier that can support the microbial membrane even when the thickness of the microbial membrane increases.

以上の点について、図17AないしCを用いて、さらに詳細に説明する。図17AないしCは、担体の表面部において、担体の内側に向かって、DO値とともに、アンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、硝酸性窒素濃度および窒素ガス濃度がどのように変化するかを模式的に示す図であり、図17Aは、多量の酸素を必要とした初期の生物学的窒素除去技術、図17Bは、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した従来の生物学的窒素除去技術、および図17Cは、本発明に係る嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去技術について示したものである。各図において、矩形部の横の長さは、担体の表面部に担持された微生物膜の膜厚を意味し、図面上左側が微生物膜の表面部である。また、矩形部の縦の長さは、アンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、硝酸性窒素濃度および窒素濃度の多寡を示し、たとえば、図17Cでは、微生物膜の表面部において、DO値およびアンモニア性窒素濃度が最大であるが、膜内方(図面上右側)に向かって、DO値およびアンモニア性窒素濃度が低下するとともに、亜硝酸性窒素濃度が増大し、DO値が零となる位置において、亜硝酸性窒素濃度の方がアンモニア性窒素濃度より大となり、さらに膜内方に向かって、硝酸性窒素濃度および窒素濃度が増大する一方、アンモニア性窒素濃度および亜硝酸性窒素濃度が低下している。   The above points will be described in more detail with reference to FIGS. 17A to 17C. FIGS. 17A to 17C show how the ammonia nitrogen concentration, nitrite nitrogen concentration, nitrate nitrogen concentration and nitrogen gas concentration change along with the DO value at the surface of the carrier toward the inside of the carrier. FIG. 17A schematically shows an initial biological nitrogen removal technique that requires a large amount of oxygen, FIG. 17B shows a conventional biological nitrogen removal technique that utilizes an anaerobic ammonia oxidation reaction, and FIG. FIG. 17C shows a biological nitrogen removal technique using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to the present invention. In each figure, the horizontal length of the rectangular portion means the film thickness of the microbial membrane supported on the surface portion of the carrier, and the left side in the drawing is the surface portion of the microbial membrane. Further, the vertical length of the rectangular portion indicates the ammonia nitrogen concentration, the nitrite nitrogen concentration, the nitrate nitrogen concentration, and the nitrogen concentration. For example, in FIG. The position where the ammonia nitrogen concentration is maximum but the DO value and ammonia nitrogen concentration decrease and the nitrite nitrogen concentration increases and the DO value becomes zero toward the inner side of the film (right side in the drawing). , The concentration of nitrite nitrogen is higher than the concentration of ammonia nitrogen, and further toward the inside of the membrane, the concentration of nitrate nitrogen and nitrogen increases, while the concentration of ammonia nitrogen and nitrite nitrogen decreases. doing.

図17AないしCを比較すれば、図17Aにおいては、微生物膜の表面部から硝酸性窒素濃度が増大し始め、アンモニア性窒素濃度が零となった以降、硝酸性窒素濃度が全体を占めるのに対して、図17BおよびCにおいては、DO値が零となる位置において、亜硝酸性窒素濃度およびアンモニア性窒素濃度が確保され、それにより嫌気性条件下で嫌気性アンモニア酸化反応が生じ、それ以降で硝酸性窒素濃度とともに窒素濃度が増大している。図17Bと図17Cとにおいて、DO値が零となっている位置における亜硝酸性窒素濃度とアンモニア性窒素濃度とを比較すれば、担体投入率の調整による微生物膜の膜厚の違いに起因して、微生物膜の膜厚が厚い図17Cの方が、亜硝酸性窒素濃度が高く、それにより、以降の硝酸型硝化反応が抑制される。   17A to 17C, in FIG. 17A, the nitrate nitrogen concentration starts to increase from the surface of the microbial membrane, and after the ammonia nitrogen concentration becomes zero, the nitrate nitrogen concentration occupies the whole. In contrast, in FIGS. 17B and 17C, at the position where the DO value becomes zero, the nitrite nitrogen concentration and the ammonia nitrogen concentration are secured, thereby causing an anaerobic ammonia oxidation reaction under anaerobic conditions. The nitrogen concentration increases with the nitrate nitrogen concentration. In FIG. 17B and FIG. 17C, if the nitrite nitrogen concentration and the ammonia nitrogen concentration at the position where the DO value is zero are compared, it is caused by the difference in the film thickness of the microbial membrane due to the adjustment of the carrier input rate. Thus, the nitrite nitrogen concentration is higher in FIG. 17C where the thickness of the microbial membrane is thicker, thereby suppressing the subsequent nitric acid-type nitrification reaction.

以上のように、従来は、亜硝酸型硝化反応の促進と、硝酸型硝化反応の抑制とに対して、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値を調整することにより、個別に対処していたところ、本発明においては、亜硝酸の生成が、硝酸型硝化反応の抑止に寄与することを利用して、亜硝酸型硝化反応の促進と硝酸型硝化反応の抑制とを同時に達成するために、硝酸型硝化反応の抑制を起こすレベルで亜硝酸型硝化反応の促進を行うことにより、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して、実用的レベルの高い脱窒効果を得ることが可能となる。   As described above, conventionally, the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the reaction tank, and the DO value for the promotion of the nitrite type nitrification reaction and the suppression of the nitrate type nitrification reaction In the present invention, by utilizing the fact that the production of nitrous acid contributes to the inhibition of the nitric acid type nitrification reaction, the nitrite type nitrification reaction is promoted and the nitric acid type is adjusted. In order to achieve suppression of nitrification reaction at the same time, by promoting nitrite type nitrification reaction at a level that causes suppression of nitrate type nitrification reaction, the concentration of ammonia nitrogen in the water to be treated, It is possible to obtain a practically high denitrification effect by utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction while relaxing the restrictions on the water temperature and DO value.

図1は、本発明に係る生物学的窒素除去方法を実施するための水処理システムの一例を示す概略図である。図1に示すように、この被処理水の処理システム10は、被処理水の上流側から下流側に向かって、第1沈殿槽12と、反応槽14と、混和槽16と、第2沈殿槽18と、pH計34、DO計20およびPO計22と、アルカリ剤注入ポンプ36および凝集剤注入ポンプ24とから概略構成されている。FIG. 1 is a schematic view showing an example of a water treatment system for carrying out the biological nitrogen removal method according to the present invention. As shown in FIG. 1, the water treatment system 10 includes a first precipitation tank 12, a reaction tank 14, a mixing tank 16, and a second precipitation from the upstream side to the downstream side of the water to be treated. The tank 18, the pH meter 34, the DO meter 20, and the PO 4 meter 22, the alkaline agent injection pump 36, and the flocculant injection pump 24 are roughly configured.

本発明において処理の対象となりえる被処理水は、溶解性窒素を含有する窒素含有液であり、アンモニア性窒素の他、亜硝酸性窒素、有機性窒素、その他の窒素を含んでいてもよく、下水、し尿、食品排水、工場排水、その他の産業排水等である。本発明は、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して実用的レベルで脱窒を可能とすることを特徴とするものであり、たとえば常温かつ溶解性窒素濃度50mg/L以下の低窒素濃度である都市下水や生活廃水に対しても適用可能である。   The water to be treated that can be treated in the present invention is a nitrogen-containing liquid containing soluble nitrogen, and may contain ammonia nitrogen, nitrite nitrogen, organic nitrogen, and other nitrogen, Sewage, human waste, food wastewater, factory wastewater, and other industrial wastewater. The present invention enables denitrification at a practical level using an anaerobic ammonia oxidation reaction while relaxing restrictions on the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the reaction tank, and the DO value. For example, the present invention is also applicable to municipal sewage and domestic wastewater having a low nitrogen concentration at room temperature and a soluble nitrogen concentration of 50 mg / L or less.

第1沈殿槽12は、この槽内に流入させた処理すべき被処理水から固形物を沈殿させ、除去するために設けられ、この槽内の上澄み液を接続配管を通じて下流側の反応槽14に流入させるようにしている。なお、第1沈殿槽12の底に溜まった汚泥は、定期的に第1沈殿槽12から除去し、汚泥処理施設に送り、そのまま処分するようにしている。   The first settling tank 12 is provided for precipitating and removing solids from the water to be treated which has flowed into the tank, and the supernatant liquid in the tank is connected to the downstream reaction tank 14 through a connecting pipe. It is made to flow into. The sludge accumulated at the bottom of the first sedimentation tank 12 is periodically removed from the first sedimentation tank 12, sent to a sludge treatment facility, and disposed of as it is.

反応槽14は、単一槽であり、内部が隔壁30により、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、3つの区画15a、15b、15cに仕切られている。隔壁30は、その下端部と反応槽14の底面との間に隙間を設けるなどすることにより、被処理水の流通を完全には遮断しないよう設けられており、その結果、仕切られた3つの区画は互いに連通し、反応槽14に流入した被処理水は上流側の区画から下流側の区画へと順次区画間を流通する。なお、本発明においては、図1の例のように、反応槽14の内部が隔壁30によって複数の区画に仕切られていることは必須ではなく、このような仕切のない反応槽を用いることも可能である。また、反応槽14の内部を隔壁30により複数の区画に仕切る場合、その区画の数は、図1の例のように、3つに限定されるものではなく、2つあるいは4つ以上であってもよい。従来、亜硝酸型硝化反応を行う亜硝化槽と、嫌気性アンモニア酸化反応を行う嫌気性アンモニア酸化槽とを別々に設け、亜硝化槽においては、好気性条件下で被処理水中のアンモニア性窒素をアンモニア酸化細菌の作用により亜硝酸性窒素に酸化する亜硝化工程を行い、一方亜硝化槽においては、亜硝酸性窒素を電子受容体とし、残存したアンモニア性窒素を電子供与体として独立栄養微生物の作用により窒素ガスを発生させる嫌気性アンモニア酸化反応工程とを行っていたところ、この水処理システム10は、単一槽内において、これらの好気性亜硝化工程および嫌気性アンモニア酸化反応工程を行うようにしたものである。   The reaction tank 14 is a single tank, and has three compartments 15a, 15b, 15c from the upstream side into which the water to be treated flows from the upstream side into which the water to be treated flows out to the downstream side from which the water to be treated flows out. It is divided into. The partition wall 30 is provided so as not to completely block the flow of the water to be treated by providing a gap between its lower end and the bottom surface of the reaction tank 14. The compartments communicate with each other, and the water to be treated that has flowed into the reaction tank 14 sequentially flows between the compartments from the upstream compartment to the downstream compartment. In the present invention, as in the example of FIG. 1, it is not essential that the inside of the reaction vessel 14 is partitioned into a plurality of compartments by the partition wall 30, and a reaction vessel without such a partition may be used. Is possible. Further, when the inside of the reaction vessel 14 is partitioned into a plurality of partitions by the partition wall 30, the number of the partitions is not limited to three as in the example of FIG. 1, but may be two or four or more. May be. Conventionally, a nitrification tank that performs a nitrite-type nitrification reaction and an anaerobic ammonia oxidation tank that performs an anaerobic ammonia oxidation reaction are provided separately. In the nitrification tank, ammonia nitrogen in the treated water under aerobic conditions Nitrification process to oxidize nitrite nitrogen to the nitrite nitrogen by the action of ammonia oxidizing bacteria. On the other hand, in the nitrification tank, nitrite nitrogen is used as an electron acceptor, and remaining ammonia nitrogen is used as an electron donor. In this case, the water treatment system 10 performs these aerobic nitrification steps and anaerobic ammonia oxidation reaction steps in a single tank. It is what I did.

より詳細には、反応槽14内には、菌を担持する担体26が投入されるとともに、散気装置が設置され、第1沈殿槽12から配管を通じて液送された被処理水に対して、散気装置により酸素を送り込むとともに、被処理水を攪拌し、それにより被処理水中で菌を担持する担体26が流動させられ、被処理水中で一様に分布するようにしている。   More specifically, in the reaction tank 14, a carrier 26 that carries bacteria is introduced, and an aeration device is installed. With respect to the water to be treated fed from the first sedimentation tank 12 through the pipe, While supplying oxygen with an air diffuser, the to-be-processed water is stirred, The carrier 26 which carries a microbe in the to-be-processed water is made to flow, and it is made to distribute uniformly in to-be-processed water.

図3に示すように、担体26は、粒状の樹脂製担体であり、担体26が被処理水中で流動しても担体26が菌を保持可能である限り、その大きさおよび形状は、任意である。たとえば、円柱形、球形等で、外形寸法が数mm程度のものでよい。図3の例では、担体26の表面部の亜硝酸型硝化ゾーンには主に亜硝酸型硝化菌が、嫌気性アンモニア酸化反応ゾーンには主に嫌気性アンモニア酸化菌が担持されるようにしている。なお、亜硝酸型硝化ゾーンには亜硝酸型硝化菌に加えて、アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌が担持されるようにしてもよい。より詳細には、担体26は、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を、またはアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌および亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させている。これにより、被処理水中の担体26において、優占種として、より外側に位置する亜硝酸型硝化菌は好気性条件とされ、より内側に位置する嫌気性アンモニア酸化菌は、亜硝酸型硝化菌により取り囲まれる形態で嫌気性条件が確保されるようにしている。2層の微生物膜の外側の層に、亜硝酸型硝化菌に加えて、アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌が担持されている場合には、アンモニア以外の溶解性窒素は、該好気性菌によりアンモニアに分解された後、亜硝酸型硝化菌による亜硝酸型硝化反応に供されることになる。   As shown in FIG. 3, the carrier 26 is a granular resin carrier, and the size and shape of the carrier 26 are arbitrary as long as the carrier 26 can retain bacteria even when the carrier 26 flows in the water to be treated. is there. For example, it may be a cylindrical shape, a spherical shape, or the like with an outer dimension of about several millimeters. In the example of FIG. 3, the nitrite type nitrification zone on the surface of the carrier 26 is mainly loaded with nitrite type nitrification bacteria, and the anaerobic ammonia oxidation reaction zone is loaded with mainly anaerobic ammonia oxidation bacteria. Yes. In addition to the nitrite-type nitrifying bacteria, an aerobic bacterium that decomposes soluble nitrogen other than ammonia to form ammonia may be supported in the nitrite-type nitrification zone. More specifically, the carrier 26 is aerobic bacteria that decompose nitrite-type nitrifying bacteria that contribute to the nitrite-type nitrification reaction, or decompose dissolved nitrogen other than ammonia into ammonia and nitrous acid-type nitrifying reactions that contribute to the nitrite-type nitrification reaction. Two layers of nitrate-type nitrifying bacteria exist on the outside as the dominant species, and anaerobic ammonia-oxidizing bacteria that contribute to the anaerobic ammonia oxidation reaction in a form surrounded by the nitrite-type nitrifying bacteria on the inside as the dominant species A microbial membrane is supported on the surface. As a result, in the carrier 26 in the water to be treated, nitrite nitrifying bacteria located on the outer side as the dominant species are set to an aerobic condition, and anaerobic ammonia oxidizing bacteria located on the inner side are nitrite type nitrifying bacteria. The anaerobic condition is ensured in a form surrounded by. In the case where an aerobic bacterium that decomposes soluble nitrogen other than ammonia into ammonia in addition to nitrite type nitrifying bacteria is supported on the outer layer of the two-layer microbial membrane, soluble nitrogen other than ammonia is supported. After being decomposed into ammonia by the aerobic bacterium, it is subjected to a nitrite type nitrification reaction by a nitrite type nitrifying bacterium.

なお、微生物膜は、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含むものであればよく、その形態は、図3のような2層構造を呈するものに限定されない。たとえば、図4に示すように、亜硝酸型硝化菌72と嫌気性アンモニア酸化菌74とが、担体26の表面部において、混在した状態で微生物膜中に存在していてもよい。また、図5に示すように、担体26の表面が微細な凹凸を有する場合において、嫌気性条件が得られやすい凹部には主に嫌気性アンモニア酸化菌74が存在し、好気性条件が得られやすい凸部には主に亜硝酸型硝化菌72が存在するような状態になっていてもよい。さらに、図6に示すように、担体26の表面部において、亜硝酸型硝化菌72は、好気性条件が得られやすいよう露出した状態で存在し、嫌気性アンモニア酸化菌74は、嫌気性条件が得られやすいよう他の菌(たとえば、BOD酸化菌等)76で覆われた状態で存在していてもよい。   Microbial membrane contributes to two dominant species, nitrite type nitrifying bacteria contributing to nitrite type nitrification reaction and anaerobic ammonia oxidizing bacteria contributing to anaerobic ammonia oxidation reaction, or nitrite type nitrification reaction If it contains three dominant species of nitrite-type nitrifying bacteria, anaerobic bacteria that decomposes soluble nitrogen other than ammonia to ammonia and anaerobic ammonia oxidizing bacteria that contribute to anaerobic ammonia oxidation reaction The form is not limited to the one having a two-layer structure as shown in FIG. For example, as shown in FIG. 4, nitrite-type nitrifying bacteria 72 and anaerobic ammonia-oxidizing bacteria 74 may exist in the microbial film in a mixed state on the surface portion of the carrier 26. Further, as shown in FIG. 5, when the surface of the carrier 26 has fine irregularities, the anaerobic ammonia oxidizing bacteria 74 are mainly present in the recesses where the anaerobic conditions are easily obtained, and the aerobic conditions are obtained. The easy convex portion may be in a state where nitrite-type nitrifying bacteria 72 are mainly present. Furthermore, as shown in FIG. 6, the nitrite-type nitrifying bacterium 72 is present in an exposed state on the surface portion of the carrier 26 so that an aerobic condition can be easily obtained, and the anaerobic ammonia-oxidizing bacterium 74 is an anaerobic condition. May be present in a state of being covered with another bacterium (for example, BOD-oxidizing bacterium) 76 so as to be easily obtained.

亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌としては、Nitorosomonas属に属する菌等が挙げられる。アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌としては、Bacillus属に属する菌等が挙げられる。   Examples of the nitrite type nitrifying bacteria that contribute to the nitrite type nitrification reaction include bacteria belonging to the genus Nitrosomonas. Examples of aerobic bacteria which decompose soluble nitrogen other than ammonia into ammonia include bacteria belonging to the genus Bacillus.

担体26の材質としては、以下に説明するように、散気装置による強い攪拌力に起因して、各担体26の表面部に作用するせん断力に耐えるような強度特性を有し、かつ被処理水中で各担体26が流動する間、表面部に亜硝酸型硝化菌および嫌気性アンモニア酸化菌を保持し得る吸水性あるいは親水性を有する必要がある。特に、本発明においては、溶解性窒素濃度に応じて、担当投入率を調整するようにしており、それにより担体26の表面部に存在する亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の膜厚が増大するようにしているところ、このように膜厚が増大しても、亜硝酸型硝化菌および嫌気性アンモニア酸化菌を保持し得る特性を有する必要がある。   As described below, the material of the carrier 26 has strength characteristics that can withstand the shearing force acting on the surface portion of each carrier 26 due to the strong stirring force by the air diffuser, and to be processed. While each carrier 26 flows in water, it is necessary to have water absorbency or hydrophilicity capable of holding nitrite type nitrifying bacteria and anaerobic ammonia oxidizing bacteria on the surface portion. In particular, in the present invention, the charge rate is adjusted according to the dissolved nitrogen concentration, thereby including nitrite-type nitrifying bacteria present on the surface of the carrier 26 as one of the dominant species. When the thickness of the microbial membrane is increased, it is necessary to have a characteristic capable of retaining nitrite-type nitrifying bacteria and anaerobic ammonia oxidizing bacteria even when the thickness of the microbial membrane is increased.

この点において、担体26の材質としては、たとえば、発泡性の吸水性ポリウレタンであって、特に親水性樹脂であるTPU(熱可塑性ポリウレタン樹脂)を主成分として比較的高濃度で有し、強度特性を確保するために、疎水性プレポリマーである架橋剤を添加したものが好ましい。   In this respect, the material of the carrier 26 is, for example, a foamable water-absorbing polyurethane, and has a relatively high concentration mainly of TPU (thermoplastic polyurethane resin), which is a hydrophilic resin, and has strength characteristics. In order to ensure the above, it is preferable to add a crosslinking agent which is a hydrophobic prepolymer.

亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を、担体の表面部に担持させるには、たとえば、担体の表面に、それらの菌を含む汚泥を少量付着させた後、その担体を、下水等の溶解性窒素を含有する水を収容した槽に投入して、数日間放置し、菌を増殖させればよい。なお、このような方法で微生物膜を担持させる場合、前記亜硝酸型硝化菌および好気性菌は好気性条件下で増殖し、前記嫌気性アンモニア酸化菌は嫌気性条件下で増殖するため、特別な操作を行わずとも、微生物膜の外側の層は前記亜硝酸型硝化菌および好気性菌が優占種となり、内側の層は嫌気性アンモニア酸化菌が優占種となる。   Two dominant species, nitrite type nitrifying bacteria contributing to nitrite type nitrification reaction and anaerobic ammonia oxidizing bacteria contributing to anaerobic ammonia oxidation reaction, or nitrite type nitrifying bacteria contributing to nitrite type nitrification reaction A microbe membrane containing three dominant species, an aerobic bacterium that decomposes soluble nitrogen other than ammonia and ammonia and anaerobic ammonia oxidizing bacteria that contribute to the anaerobic ammonia oxidation reaction, is supported on the surface of the carrier For example, after a small amount of sludge containing these bacteria adheres to the surface of the carrier, the carrier is put into a tank containing water containing soluble nitrogen such as sewage and left for several days. Then, it is sufficient to grow the bacteria. When supporting the microbial membrane by such a method, the nitrite type nitrifying bacteria and aerobic bacteria grow under aerobic conditions, and the anaerobic ammonia oxidizing bacteria grow under anaerobic conditions. Even if the operation is not performed, the outer layer of the microbial membrane is dominated by the nitrite-type nitrifying bacteria and aerobic bacteria, and the inner layer is dominated by anaerobic ammonia-oxidizing bacteria.

散気装置は、従来用いられているようなディフィーザではなく、被処理水中に酸素を溶存させる機能と、被処理水を被処理水中の担体26とともに流動させる攪拌機能とを備えた散気装置であることが好ましい。この点において、たとえば、ドラフトチューブエアレータ28が好適である。図2は、図1において隔壁30により3つに仕切られた反応槽14の区画の1つを示す。図1および図2に示すように、ドラフトチューブエアレータ28は、既知であり、その基本的構成としては、下端にインペラー40が設けられたシャフト42と、シャフト42に連結された駆動装置44と、インペラー40の直下に位置決めされた散気管46と、散気管46に連通するブロワ32と、インペラー40の径と略同一の径を有し、インペラー40から下方に延びるドラフトチューブ48とを有し、駆動装置44によりシャフト42を回転させてインペラー40により被処理水を攪拌するとともに、ブロワ32から散気管46を通じて被処理水中に空気を送り込み、ドラフトチューブ48により被処理水と気泡とを槽底部に導き、底部の攪拌力を高めるとともに、酸素溶存効率を高めるようにしている。ブロワ32は、DO計20に接続され、DO計20によって計測した被処理水中のDO値に応じて、ブロワ32から送り込まれる空気量(曝気量)を調整し、以て被処理水中のDO値が適切な値となるようにしている。   The air diffuser is not a diffuser as conventionally used, but an air diffuser having a function of dissolving oxygen in the water to be treated and a stirring function of flowing the water to be treated together with the carrier 26 in the water to be treated. Preferably there is. In this respect, for example, the draft tube aerator 28 is suitable. FIG. 2 shows one of the compartments of the reaction vessel 14 divided into three by the partition wall 30 in FIG. As shown in FIGS. 1 and 2, the draft tube aerator 28 is known. As a basic configuration, the draft tube aerator 28 includes a shaft 42 provided with an impeller 40 at a lower end, a drive device 44 coupled to the shaft 42, and A diffuser pipe 46 positioned immediately below the impeller 40, a blower 32 communicating with the diffuser pipe 46, a draft tube 48 having a diameter substantially the same as the diameter of the impeller 40 and extending downward from the impeller 40; The shaft 42 is rotated by the driving device 44 and the water to be treated is stirred by the impeller 40, and air is sent from the blower 32 to the water to be treated through the air diffusion pipe 46. In addition to increasing the stirring power at the bottom, the oxygen dissolution efficiency is increased. The blower 32 is connected to the DO meter 20 and adjusts the amount of air (aeration amount) sent from the blower 32 according to the DO value in the treated water measured by the DO meter 20, and thus the DO value in the treated water. Is set to an appropriate value.

図18は、本発明の生物学的窒素除去方法により脱窒した被処理水における溶解性窒素の除去率、NO−N生成濃度およびNO−N生成濃度が、溶解性窒素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、溶解性窒素負荷に対するDOの比率が低すぎると、微生物膜に含まれる亜硝酸型硝化菌が十分な酸素を確保できないため、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が不十分となり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。一方、溶解性窒素負荷に対するDOの比率が高すぎると、過剰な酸素により、亜硝酸型硝化反応により生成した亜硝酸が、さらに硝酸型硝化反応により酸化されて硝酸が生成されてしまうとともに、微生物膜に含まれる嫌気性アンモニア酸化菌にまで酸素が到達して嫌気性条件を十分に満足できなくなるため、嫌気性アンモニア酸化反応が促進されなくなり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。FIG. 18 shows that the removal rate of soluble nitrogen, the NO 2 -N production concentration, and the NO 3 -N production concentration in the treated water denitrified by the biological nitrogen removal method of the present invention are different in DO against the soluble nitrogen load. It is a graph which shows how it changes with ratios. As shown in this graph, if the ratio of DO to soluble nitrogen load is too low, the nitrite type nitrifying bacteria contained in the microbial membrane cannot secure sufficient oxygen, so the amount of nitrite produced by the nitrite type nitrification reaction Becomes insufficient, and only a low soluble nitrogen removal rate can be obtained. On the other hand, if the ratio of DO to soluble nitrogen load is too high, nitrous acid produced by nitrite-type nitrification reaction is further oxidized by nitric acid-type nitrification reaction due to excess oxygen, and nitric acid is produced, and microorganisms Since oxygen reaches the anaerobic ammonia oxidizing bacteria contained in the membrane and the anaerobic conditions cannot be sufficiently satisfied, the anaerobic ammonia oxidation reaction is not promoted and only a low soluble nitrogen removal rate can be obtained.

このように、DOは、窒素除去反応に必要な量に対し過不足なく供給されなければならないが、DOは窒素除去反応だけでなく、被処理水中の有機物によっても消費されるため、溶解性窒素負荷のみに基づいて、曝気量を適切な値に調整するのは困難である。図19は、本発明の生物学的窒素除去方法により脱窒した被処理水における溶解性窒素の除去率、NO−N生成濃度およびNO−N生成濃度が、溶解性総有機炭素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、溶解性総有機炭素負荷に対するDOの比率が低いと、有機物によるDOの消費によって、窒素除去反応に必要な量のDOの確保が困難となり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。As described above, DO must be supplied without excess or deficiency with respect to the amount necessary for the nitrogen removal reaction. However, DO is consumed not only by the nitrogen removal reaction but also by organic substances in the water to be treated. It is difficult to adjust the amount of aeration to an appropriate value based only on the load. FIG. 19 shows that the removal rate of soluble nitrogen, the NO 2 -N production concentration and the NO 3 -N production concentration in the treated water denitrified by the biological nitrogen removal method of the present invention with respect to the soluble total organic carbon load. It is a graph which shows how it changes with the ratio of DO. As shown in this graph, when the ratio of DO to the soluble total organic carbon load is low, it becomes difficult to secure the amount of DO necessary for the nitrogen removal reaction due to the consumption of DO by organic matter, and only a low soluble nitrogen removal rate is obtained. I can't get it.

これらの点を考慮すると、反応槽14における曝気量の調整は、図20に示すような方法で行うことがより好ましい。すなわち、反応槽14の下流側に、アンモニア性窒素(NH−N)濃度を計測するNH−N計50、亜硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測するNO−N計52、硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測するNO−N計54を設けて、反応槽14から流出する被処理水のNH−N濃度、NO−N濃度およびNO−N濃度を計測し、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて、反応槽14における曝気量(散気装置56への空気供給量)の調整を行うのが好ましい。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
Considering these points, it is more preferable to adjust the aeration amount in the reaction tank 14 by a method as shown in FIG. That is, on the downstream side of the reaction tank 14, an NH 4 -N meter 50 that measures ammonia nitrogen (NH 4 -N) concentration, and a NO 2 -N meter 52 that measures nitrite nitrogen (NO 2 -N) concentration. The NO 3 -N meter 54 for measuring nitrate nitrogen (NO 3 -N) concentration is provided, and the NH 4 -N concentration, the NO 2 -N concentration, and the NO 3 -N concentration of the water to be treated flowing out from the reaction tank 14 are provided. Concentration was measured, and the following (a), (b) and (c) combinations, the following (a) and (c) combinations, the following (b) and (c) combinations, and the following (d) alone It is preferable to adjust the amount of aeration (the amount of air supplied to the diffuser 56) in the reaction tank 14 using any means selected from the group consisting of the following (e) alone.
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.

なお、図21に示すように、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30a、30bにより複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画に、NH−N濃度を計測するNH−N計50、NO−N濃度を計測するNO−N計52、NO−N濃度を計測するNO−N計54を設けて、各区画内の被処理水のNH−N濃度、NO−N濃度およびNO−N濃度を計測し、各区画間を仕切る隔壁30a、30bの内の任意の隔壁30aより上流側の区画15aにおいては、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量(散気装置56への空気供給量)の調整を行い、前記任意の隔壁30aより下流側の区画15b、15cにおいては、下記(f)と(g)と(h)との組み合わせ、下記(f)と(h)との組み合わせ、下記(g)と(h)との組み合わせ、下記(i)単独および下記(j)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量(散気装置56への空気供給量)の調整を行うのが好ましい。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(f)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(g)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(h)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気を開始させる。
(i)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
(j)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
In addition, as shown in FIG. 21, the inside of the reaction tank 14 completely distribute | circulates to-be-processed water toward the downstream side from which the to-be-processed water flows out from the upstream side into which to-be-processed water flows in. When partitioned into a plurality of sections 15a, 15b, and 15c by partition walls 30a and 30b that are not shut off, an NH 4 -N meter 50 that measures NH 4 -N concentration and a NO 2 -N concentration are measured in each section. A NO 2 -N meter 52 that performs measurement, and a NO 3 -N meter 54 that measures the NO 3 -N concentration are provided, and the NH 4 -N concentration, the NO 2 -N concentration, and the NO 3 -N concentration of the water to be treated in each compartment. In the partition 15a on the upstream side of any partition wall 30a among the partition walls 30a and 30b that measure the concentration and partition each partition, a combination of the following (a), (b), and (c), the following (a) And a combination of (c) and a combination of (b) and (c) below The aeration amount (the amount of air supplied to the air diffuser 56) is adjusted using any means selected from the group consisting of the following (d) alone and the following (e) alone, and from the above-mentioned arbitrary partition wall 30a In the downstream sections 15b and 15c, a combination of the following (f), (g), and (h), a combination of the following (f) and (h), a combination of the following (g) and (h), It is preferable to adjust the amount of aeration (the amount of air supplied to the diffuser 56) using any means selected from the group consisting of the following (i) alone and the following (j) alone.
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.
(F) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value.
(G) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(H) Aeration is started when the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value.
(I) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(J) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.

このような方法で曝気量の調整を行うことにより、過剰な曝気が抑制されるとともに、曝気不足が抑止される。なお、前記のように、反応槽14の内部が複数の区画に仕切られている場合において、任意の隔壁30aより下流側の区画15b、15cでは、曝気量の増減ではなく、曝気(散気装置56への空気供給)自体の停止と開始による調整(オン−オフ制御)を行うのは、被処理水中の有機物によるDOの消費は、上流側の区画15a内でほとんど完了し、下流側の区画15b、15cでは、有機物によるDOの消費についてはあまり考慮する必要がないので、曝気量の増減よりも、単純なオン−オフ制御による調整の方が容易だからである。   By adjusting the amount of aeration by such a method, excessive aeration is suppressed and insufficient aeration is suppressed. As described above, in the case where the inside of the reaction tank 14 is partitioned into a plurality of compartments, in the compartments 15b and 15c on the downstream side of the arbitrary partition wall 30a, the aeration (aeration device) is not an increase / decrease in the amount of aeration. (Air supply to 56) The adjustment (on-off control) by stopping and starting itself is that the consumption of DO by the organic matter in the water to be treated is almost completed in the upstream section 15a, and the downstream section In 15b and 15c, it is not necessary to consider much the consumption of DO due to organic substances, so adjustment by simple on-off control is easier than increase / decrease in the amount of aeration.

図1に示すように、反応槽14には、pH計34が設置されている。これにより、反応槽14内の被処理水のpHを測定し、そのpHに応じて、被処理水のpHを調整するためのアルカリ剤、たとえば、炭酸ナトリウムを、アルカリ剤注入ポンプ36を駆動することにより反応槽14内の被処理水中に供給して、被処理水がアルカリ性(好ましくは、pH7.3〜8.5)となるように調整し、嫌気性アンモニア反応が起こりやすい状態にする。   As shown in FIG. 1, a pH meter 34 is installed in the reaction tank 14. Thereby, the pH of the water to be treated in the reaction tank 14 is measured, and an alkali agent, for example, sodium carbonate, for adjusting the pH of the water to be treated is driven in accordance with the pH, and the alkali agent injection pump 36 is driven. Thus, the water to be treated is supplied into the water to be treated in the reaction tank 14 and adjusted so that the water to be treated is alkaline (preferably, pH 7.3 to 8.5) so that an anaerobic ammonia reaction is likely to occur.

図1に示すように、反応槽14の下流側には、途中にPO計22が付設された配管を介して混和槽16が接続され、混和槽16内には、モータ駆動の攪拌装置が設置されている。これにより、反応槽14において亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化菌とにより処理された被処理水のPO濃度をPO計により測定し、そのPO濃度に応じて、固形性有機物および/またはリンを凝集するための凝集剤、たとえば、ポリ塩化アルミニウム(PAC)を、凝集剤注入ポンプ24を駆動することにより、混和槽16内の被処理水中に供給するとともに、攪拌装置により被処理水を攪拌し、以て被処理水中の固形性有機物および/またはリンを所定濃度になるまで除去するようにしている。As shown in FIG. 1, a mixing tank 16 is connected to the downstream side of the reaction tank 14 via a pipe with a PO 4 meter 22 attached in the middle, and a motor-driven stirring device is provided in the mixing tank 16. is set up. Thereby, the PO 4 concentration of the treated water treated with the nitrite type nitrifying bacteria and the anaerobic ammonia oxidizing bacteria in the reaction tank 14 is measured by the PO 4 meter, and the solid organic matter and the PO 4 concentration are measured according to the PO 4 concentration. A flocculant for agglomerating phosphorus, such as polyaluminum chloride (PAC), is supplied into the water to be treated in the mixing tank 16 by driving the flocculant injection pump 24 and is treated by the stirring device. The water is stirred to remove solid organic substances and / or phosphorus in the water to be treated until a predetermined concentration is reached.

混和槽16の下流には、配管を介して第2沈殿槽18が設けられ、混和槽16内で凝集剤により凝集した固形性有機物および/またはリンが、この第2沈殿槽18内で沈殿するようにしている。沈殿したリンは、定期的に第2沈殿槽18の底から引き抜かれ、汚泥処理施設に送られて、処分されるようにしている。一方、第2沈殿槽18内の上澄み液は、脱窒およびリン除去済みの処理水としてシステムの外に送られるようにしてある。なお、PO計22、凝集剤注入ポンプ24および混和槽16は、第1沈殿槽12の上流側に設置してもよい。この場合には、反応槽14において生物学的に窒素除去される前の被処理水に対して凝集剤を添加し、反応槽14の上流側に設置された第1沈殿槽12内で、凝集剤により凝集した固形性有機物および/またはリンが沈殿し、反応槽14の下流側に設置された第2沈殿槽18では、脱窒およびリン除去済みの処理水に含まれる固形物が沈殿することになる。A second settling tank 18 is provided downstream of the mixing tank 16 via a pipe, and solid organic substances and / or phosphorus aggregated by the coagulant in the mixing tank 16 is precipitated in the second settling tank 18. I am doing so. The precipitated phosphorus is periodically withdrawn from the bottom of the second settling tank 18 and sent to a sludge treatment facility for disposal. On the other hand, the supernatant liquid in the second sedimentation tank 18 is sent out of the system as treated water after denitrification and phosphorus removal. The PO 4 meter 22, the flocculant injection pump 24, and the mixing tank 16 may be installed on the upstream side of the first settling tank 12. In this case, a flocculant is added to the water to be treated before being biologically nitrogen-removed in the reaction tank 14, and the flocculant is agglomerated in the first settling tank 12 installed on the upstream side of the reaction tank 14. Solid organic substances and / or phosphorus aggregated by the agent precipitate, and in the second sedimentation tank 18 installed on the downstream side of the reaction tank 14, the solids contained in the treated water that has been denitrified and phosphorus-removed are precipitated. become.

以上の構成を有する、水処理システム10について、その作用を以下に詳細に説明する。まず、処理すべき被処理水を第1沈殿槽12に供給する。第1沈殿槽12内において、被処理水中の異物は沈殿する一方、第1沈殿槽12内の上澄み液は、配管を通じて、反応槽14に送られる。なお、第1沈殿槽12内の底に沈殿した汚泥は、適宜引き抜かれ、汚泥処理施設に送られて、処分される。   About the water treatment system 10 which has the above structure, the effect | action is demonstrated in detail below. First, water to be treated is supplied to the first settling tank 12. In the 1st sedimentation tank 12, the foreign material in to-be-processed water precipitates, On the other hand, the supernatant liquid in the 1st sedimentation tank 12 is sent to the reaction tank 14 through piping. In addition, the sludge which settled on the bottom in the 1st sedimentation tank 12 is suitably extracted, sent to a sludge treatment facility, and is disposed.

次いで、被処理水は、反応槽14内において、本発明の生物学的窒素除去方法により窒素除去される。より詳細には、反応槽14内に流入された被処理水は、pH計34にて、そのpHが測定され、そのpHに応じて、炭酸ナトリウム等のアルカリ剤が、アルカリ剤注入ポンプ36の駆動により被処理水中に供給され、被処理水がアルカリ性(好ましくは、pH7.3〜8.5)となるように調整される。このように、被処理水がアルカリ性となるよう調整されることにより、嫌気性アンモニア反応が起こりやすい状態となり、その結果、高い溶解性窒素除去率が得られるようになる。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、図21に示すように、各区画に、pH計34とアルカリ剤注入ポンプ36を設置し、各区画内にて被処理水がアルカリ性(好ましくは、pH7.3〜8.5)となるように調整することが好ましい。   Next, the water to be treated is removed in the reaction tank 14 by the biological nitrogen removal method of the present invention. More specifically, the pH of the water to be treated that has flowed into the reaction vessel 14 is measured by a pH meter 34, and an alkali agent such as sodium carbonate is added to the alkali agent injection pump 36 according to the pH. It is supplied to the water to be treated by driving, and the water to be treated is adjusted to be alkaline (preferably, pH 7.3 to 8.5). Thus, by adjusting the water to be treated to be alkaline, an anaerobic ammonia reaction is likely to occur, and as a result, a high soluble nitrogen removal rate can be obtained. The reaction tank 14 has a plurality of partition walls 30 that do not completely block the flow of the treated water from the upstream side where the treated water flows into the downstream side where the treated water flows out. When partitioned into compartments 15a, 15b, 15c, as shown in FIG. 21, a pH meter 34 and an alkaline agent injection pump 36 are installed in each compartment, and the water to be treated is alkaline ( Preferably, the pH is adjusted to be 7.3 to 8.5).

また、この被処理水は、ドラフトチューブエアレータ28により攪拌されて、表面部に亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化菌とが担持された複数の担体26が、図2の矢印に示すように、被処理水中を一様に流動するとともに、ドラフトチューブエアレータ28により被処理水中に空気が送り込まれる。その際、DO計20により被処理水中の溶存酸素の濃度を測定し、それによりドラフトチューブエアレータ28のブロワ32を制御して、被処理水中に所定の好気性条件が作り出されるようにしている。また、反応槽14内に流入された被処理水の溶解性窒素濃度に基づいて、被処理水に投入する担体26の担体投入率を予め調整しておく。   Further, the water to be treated is agitated by a draft tube aerator 28, and a plurality of carriers 26 having nitrite-type nitrifying bacteria and anaerobic ammonia-oxidizing bacteria supported on the surface portion are indicated by arrows in FIG. The water to be treated flows uniformly, and air is fed into the water to be treated by the draft tube aerator 28. At that time, the concentration of dissolved oxygen in the water to be treated is measured by the DO meter 20, thereby controlling the blower 32 of the draft tube aerator 28 so that a predetermined aerobic condition is created in the water to be treated. Further, based on the soluble nitrogen concentration of the water to be treated that has flowed into the reaction tank 14, the carrier loading rate of the carrier 26 to be poured into the water to be treated is previously adjusted.

より具体的には、担体投入率は、反応槽14の単位体積当たりの担体26の表面積として定義され、反応槽14内に投入する担体26の数を増減することで、このような担体投入率を調整することが可能である。このような状態で、まず反応槽14内に流入された被処理水は、各担体26の表面部に担持された微生物膜に含まれる優占種の1種である亜硝酸型硝化菌により、好気性条件の下で、亜硝酸型硝化反応が生じ、アンモニア性窒素が、亜硝酸性窒素に変換される。その際、予め担体投入率を調整しておくことにより、たとえば、担体投入率を低減することにより、亜硝酸型硝化反応を通じて亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の厚みを増大させることが可能である。   More specifically, the carrier charging rate is defined as the surface area of the carrier 26 per unit volume of the reaction tank 14, and by increasing or decreasing the number of carriers 26 charged into the reaction tank 14, such a carrier charging rate. Can be adjusted. In such a state, first, the water to be treated that has flowed into the reaction vessel 14 is nitrite-type nitrifying bacteria, which is one of the dominant species contained in the microbial film supported on the surface of each carrier 26, Under aerobic conditions, a nitrite-type nitrification reaction occurs and ammonia nitrogen is converted to nitrite nitrogen. At this time, by adjusting the carrier input rate in advance, for example, by reducing the carrier input rate, the thickness of the microbial membrane containing nitrite type nitrifying bacteria as one of the dominant species through nitrite type nitrification reaction Can be increased.

これにより、担体26の単位表面積当たりの溶解性窒素の除去速度が高まり、さらに亜硝酸型硝化反応が促進され、亜硝酸が生成される。この場合、亜硝酸の生成が硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルで生じることにより、亜硝酸は生成されるが、生成した亜硝酸が硝酸に転換されることなしに、嫌気性アンモニア酸化反応に必要な亜硝酸性窒素を確保することが可能となる。以上のように、被処理水中の担体投入率を調整することにより、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることで、嫌気性アンモニア酸化反応に必要なアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを確保している。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合、前記のような担体投入率の調整は、各区画毎に行う。   Thereby, the removal rate of the soluble nitrogen per unit surface area of the carrier 26 is increased, the nitrite type nitrification reaction is further promoted, and nitrous acid is generated. In this case, the generation of nitrous acid occurs at a level that inhibits the nitric acid-type nitrification reaction, so that nitrous acid is generated, but the generated nitrous acid is not converted into nitric acid, and an anaerobic ammonia oxidation reaction It is possible to secure the nitrite nitrogen necessary for the production. As described above, the amount of nitrous acid produced by the nitrite-type nitrification reaction is increased to a level that inhibits the nitrate-type nitrification reaction by adjusting the carrier input rate in the water to be treated. Ammonia nitrogen and nitrite nitrogen necessary for the oxidation reaction are secured. The reaction tank 14 has a plurality of partition walls 30 that do not completely block the flow of the treated water from the upstream side where the treated water flows into the downstream side where the treated water flows out. When the compartments 15a, 15b and 15c are partitioned, the adjustment of the carrier charging rate as described above is performed for each compartment.

次いで、各担体26の表面部に担持された微生物膜に含まれる優占種の1種である嫌気性アンモニア酸化菌により、擬似的な嫌気性条件の下で、嫌気性アンモニア酸化反応が生じ、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とが窒素に変換される。ここで、前述のとおり、被処理水は、嫌気性アンモニア酸化反応が起こりやすいアルカリ性に調整されているため、この嫌気性アンモニア酸化反応によって、高い脱窒効果が得られる。   Subsequently, anaerobic ammonia oxidation reaction occurs under pseudo-anaerobic conditions by anaerobic ammonia oxidizing bacteria, which is one of the dominant species contained in the microbial film supported on the surface of each carrier 26, Ammonia nitrogen and nitrite nitrogen are converted to nitrogen. Here, as described above, since the water to be treated is adjusted to be alkaline so that an anaerobic ammonia oxidation reaction easily occurs, a high denitrification effect is obtained by the anaerobic ammonia oxidation reaction.

次いで、被処理水は、配管を通じて混和槽16に送られる。その際、PO計により計測したPO濃度に基づいて、凝集剤注入ポンプ24を制御することにより、混和槽16内に供給する凝集剤の量を調整するとともに、被処理水が攪拌され、凝集剤によりPOが凝集する。次いで、被処理水は、第2沈殿槽18に配管を通じて送られ、ここで凝集した固形有機物および/またはリンが沈澱され、沈澱汚泥は、汚泥処理施設に送られて処分される。第2沈殿槽18内の生物学的窒素除去およびリン除去処理の施された上澄み液は、別途処理水として、再利用されるか、処分される。以上で、本発明による水処理システム10による水処理が完了する。なお、本水処理は、被処理水を連続的に流入させて、連続処理してもよいし、場合によりバッチ処理してもよい。Next, the water to be treated is sent to the mixing tank 16 through a pipe. At that time, by controlling the flocculant injection pump 24 based on the PO 4 concentration measured by the PO 4 meter, the amount of the flocculant supplied into the mixing tank 16 is adjusted, and the water to be treated is stirred. PO 4 is aggregated by the flocculant. Next, the water to be treated is sent to the second settling tank 18 through a pipe, where the aggregated solid organic matter and / or phosphorus is precipitated, and the precipitated sludge is sent to a sludge treatment facility for disposal. The supernatant liquid that has been subjected to biological nitrogen removal and phosphorus removal treatment in the second sedimentation tank 18 is reused or disposed of separately as treated water. Thus, the water treatment by the water treatment system 10 according to the present invention is completed. In addition, the main water treatment may be performed by continuously injecting water to be treated, or in some cases by batch treatment.

以上の構成を有する水処理システム10によれば、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して脱窒を行うことにより、被処理水を脱窒するのに必要な酸素量を低減することが可能であるとともに、脱窒を行うのに活性汚泥を用いず、活性汚泥の代わりに菌を担持した担体を用いることから、活性汚泥を反応槽に返流する設備が不要であると同時に、活性汚泥中に必然的に混入する固形性有機物が分解するに際し、酸素が消費されることもなく、総じて、アンモニア性窒素等の溶解性窒素を含有する被処理水の水処理に必要な酸素量を格段に低減することが可能である。   According to the water treatment system 10 having the above configuration, it is possible to reduce the amount of oxygen necessary to denitrify the water to be treated by performing denitrification using an anaerobic ammonia oxidation reaction. At the same time, no activated sludge is used for denitrification, and a carrier carrying bacteria is used instead of activated sludge, so that no facility for returning activated sludge to the reaction tank is required, and at the same time, When the solid organic matter inevitably mixed is decomposed, oxygen is not consumed, and in general, the amount of oxygen required for water treatment of water to be treated containing soluble nitrogen such as ammoniacal nitrogen is dramatically reduced. Is possible.

本発明の生物学的窒素除去方法を実施するに際しては、流入溶解性窒素負荷が2.5〜11.5g/m担体/dayとなるように、担体投入率を調整するのが好ましい。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画内にて流入溶解性窒素負荷が前記範囲となるように、担体投入率を調整するのが好ましい。図23は、溶解性窒素除去速度およびNO−N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフであり、図24は、流入溶解性窒素負荷が比較的低い場合において、NO−N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフである。これらのグラフに示すように、流入溶解性窒素負荷が2.5〜11.5g/m担体/dayの範囲では、溶解性窒素除去速度がほぼ直線的に上昇し、溶解性窒素除去率(グラフ内の直線の傾き)が最大となる。流入溶解性窒素負荷が2.5g/m担体/day未満では、NO−N生成濃度が高いことから、硝酸型硝化反応の抑止が困難であると考えられ、11.5g/m担体/dayを超えると、溶解性窒素除去速度が低下し始める。In carrying out the biological nitrogen removal method of the present invention, it is preferable to adjust the carrier input rate so that the inflow soluble nitrogen load is 2.5 to 11.5 g / m 2 carrier / day. The reaction tank 14 has a plurality of partition walls 30 that do not completely block the flow of the treated water from the upstream side where the treated water flows into the downstream side where the treated water flows out. When the compartments 15a, 15b, and 15c are partitioned, it is preferable to adjust the carrier charging rate so that the inflowing soluble nitrogen load is within the above range in each compartment. FIG. 23 is a graph showing how the dissolved nitrogen removal rate and the NO 3 —N production concentration change depending on the inflowing soluble nitrogen load, and FIG. 24 shows the case where the inflowing soluble nitrogen load is relatively low. in, NO 3 -N product concentration is a graph showing how the varying the flows solubility nitrogen load. As shown in these graphs, when the inflowing soluble nitrogen load is in the range of 2.5 to 11.5 g / m 2 carrier / day, the dissolving nitrogen removal rate increases almost linearly, and the dissolving nitrogen removal rate ( The slope of the straight line in the graph is maximized. If the inflow soluble nitrogen load is less than 2.5 g / m 2 carrier / day, the NO 3 —N production concentration is high, so it is considered difficult to inhibit the nitric acid-type nitrification reaction, and 11.5 g / m 2 carrier Beyond / day, the soluble nitrogen removal rate begins to decline.

具体的な担体投入率としては、4〜55m/mに調整することが好ましく、概ねこのような範囲に調整すれば、亜硝酸型硝化反応よる亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることができ、高い溶解性窒素除去率が得られる。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画内にて担体投入率を前記範囲に調整することが好ましい。また、本発明は、反応槽内における被処理水の最大流速が、0.7m/sec以上となるように被処理水を撹拌しながら実施することが好ましい。このような撹拌により、担体表面に対する被処理水の流速が高まる結果、亜硝酸型硝化反応よる亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることができ、高い溶解性窒素除去率が得られる。As a specific carrier loading rate, it is preferable to adjust to 4 to 55 m 2 / m 3, and if adjusted to such a range, the amount of nitrous acid produced by the nitrite type nitrification reaction is adjusted to the nitrate type nitrification reaction. Can be raised to such a level that it can be suppressed, and a high removal rate of soluble nitrogen can be obtained. The reaction tank 14 has a plurality of partition walls 30 that do not completely block the flow of the treated water from the upstream side where the treated water flows into the downstream side where the treated water flows out. When the compartments 15a, 15b and 15c are partitioned, it is preferable to adjust the carrier charging rate within the above-mentioned range. Moreover, it is preferable to implement this invention, stirring a to-be-processed water so that the maximum flow rate of the to-be-processed water in a reaction tank may be 0.7 m / sec or more. As a result of such stirring, the flow rate of the water to be treated with respect to the surface of the carrier increases. As a result, the amount of nitrous acid produced by the nitrite-type nitrification reaction can be increased to a level that inhibits the nitrate-type nitrification reaction, and high dissolution is achieved. Nitrogen removal rate is obtained.

また、本発明の生物学的窒素除去方法は、被処理水のORP(酸化還元電位)を−150mV以下とした状態で実施することが好ましく、−300mV以下とした状態で実施することがより好ましい。図25は、溶解性窒素除去率が、反応槽流入水の酸化還元電位によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、反応槽流入水の酸化還元電位が−150mV以下、特に−300mV以下である場合、高い溶解性窒素除去率が得られる一方、−150mVを超えると急激に溶解性窒素除去率が低下する。   In addition, the biological nitrogen removal method of the present invention is preferably performed in a state where the ORP (oxidation-reduction potential) of the water to be treated is −150 mV or less, and more preferably in the state of −300 mV or less. . FIG. 25 is a graph showing how the soluble nitrogen removal rate changes depending on the redox potential of the inflow water in the reaction vessel. As shown in this graph, when the oxidation-reduction potential of the inflow water of the reaction vessel is −150 mV or less, particularly −300 mV or less, a high removal rate of soluble nitrogen is obtained. The rate drops.

被処理水のORPが高い場合に、ORPを低下させる方法としては、被処理水に還元剤を注入する方法が挙げられる。たとえば、図22に示すように、反応槽14の前段(上流側)に、ORP調整槽57を設け、ORP調整槽57内に流入した被処理水のORPをORP計58で計測し、ORPが所定の値になるように、還元剤注入ポンプ60を制御して、ORP調整槽57内に注入する還元剤の量を調整する。こうして、還元剤の注入により、ORPが所定の値となるよう調整された被処理水は、後段(下流側)の反応槽14に流入する。還元剤としては、第1沈殿槽の引抜汚泥等の水処理工程で発生する汚泥を用いてもよいし、工業生産された薬品を用いてもよい。薬品としては、被処理水中に含まれる有機物により酸化を受けにくいものを使用することが好ましく、たとえば、硫化ナトリウムが好適に使用できる。   As a method for reducing the ORP when the ORP of the water to be treated is high, a method of injecting a reducing agent into the water to be treated can be mentioned. For example, as shown in FIG. 22, an ORP adjustment tank 57 is provided in the upstream (upstream side) of the reaction tank 14, and the ORP water to be treated flowing into the ORP adjustment tank 57 is measured by an ORP meter 58. The amount of the reducing agent injected into the ORP adjustment tank 57 is adjusted by controlling the reducing agent injection pump 60 so as to have a predetermined value. Thus, the water to be treated whose ORP is adjusted to a predetermined value by the injection of the reducing agent flows into the reaction tank 14 at the subsequent stage (downstream side). As the reducing agent, sludge generated in a water treatment process such as drawn sludge in the first settling tank may be used, or industrially produced chemicals may be used. As the chemical, it is preferable to use a chemical that is not easily oxidized by the organic matter contained in the water to be treated. For example, sodium sulfide can be suitably used.

また、窒素除去は本発明の生物学的窒素除去方法により行い、溶解性有機物とリンの除去は活性汚泥を用いて行うということも可能であるが、この場合には、本発明の生物学的窒素除去方法による窒素除去は、反応槽に活性汚泥を流入させることなく実施することが好ましい。反応槽に活性汚泥が流入してしまうと、本発明の生物学的窒素除去方法における菌による反応が阻害される恐れがある。図26は、窒素除去は本発明の生物学的窒素除去方法により行い、溶解性有機物とリンの除去は活性汚泥を用いて行う場合のフロー図である。このように、第1沈殿槽12の上流側に嫌気槽62を設置し、反応槽14と第2沈殿槽18との間に好気槽64を設置するとともに、第1沈殿槽12から反応槽14を経由せず好気槽64に至るバイパス路66と、第2沈殿槽18から嫌気槽62に戻る返送路68を設けることにより、反応槽14に活性汚泥を流入させることなく、活性汚泥を用いて溶解性有機物とリンの除去を行うことができる。   Nitrogen removal can be carried out by the biological nitrogen removal method of the present invention, and soluble organic matter and phosphorus can be removed by using activated sludge. Nitrogen removal by the nitrogen removal method is preferably carried out without allowing activated sludge to flow into the reaction tank. If activated sludge flows into the reaction tank, the reaction by the bacteria in the biological nitrogen removal method of the present invention may be inhibited. FIG. 26 is a flowchart in the case where nitrogen removal is performed by the biological nitrogen removal method of the present invention, and soluble organic matter and phosphorus are removed using activated sludge. As described above, the anaerobic tank 62 is installed on the upstream side of the first precipitation tank 12, the aerobic tank 64 is installed between the reaction tank 14 and the second precipitation tank 18, and the reaction tank from the first precipitation tank 12 is used. By providing a bypass path 66 that leads to the aerobic tank 64 without passing through 14 and a return path 68 that returns from the second sedimentation tank 18 to the anaerobic tank 62, the activated sludge can be discharged without flowing the activated sludge into the reaction tank 14. It can be used to remove soluble organic matter and phosphorus.

具体的には、まず、嫌気槽62内において、活性汚泥により被処理水中の溶解性有機物を除去する。その後、嫌気槽62内の被処理水は、活性汚泥を伴って第1沈殿槽12に流入し、第1沈殿槽12内で活性汚泥と固形性有機物が沈降分離する。そして、活性汚泥と固形性有機物とを含まない上澄み液は、反応槽14に流入し、反応槽14内で本発明の生物学的窒素除去方法により窒素が除去された後、好気槽64に流入する。一方、第1沈殿槽12で沈降分離された活性汚泥は、反応槽14には流入することなく、バイパス路66を通って、好気槽64に流入する。こうして好気槽64に流入した活性汚泥は、同じく好気槽64に流入した窒素除去済みの被処理水に含まれるリンを摂取して蓄積する。次いで、活性汚泥にリンを摂取されることによりリンが除去された被処理水は、リンを蓄積した活性汚泥とともに第2沈殿槽18に移動し、第2沈殿槽18内において活性汚泥とその他の固形物は沈降分離する。そして、活性汚泥と固形物を含まない上澄み液(窒素、リン、溶解性有機物が除去された被処理水)は、システムの外に送り出され、一方、沈降分離された活性汚泥は、その一部が余剰汚泥としてシステムの外に排出され、残部はリンを蓄積したまま、返送路68を通って嫌気槽62に返送される。こうして嫌気槽62に返送された活性汚泥は、嫌気槽62内で蓄積していたリンを放出するとともに、再び被処理水中の溶解性有機物を除去する。なお、好気槽64から第2沈殿槽18に活性汚泥が移動する過程において、当該活性汚泥に凝集剤を添加し、リンを凝集させるようにしてもよい。   Specifically, first, in the anaerobic tank 62, the soluble organic matter in the water to be treated is removed by activated sludge. Thereafter, the water to be treated in the anaerobic tank 62 flows into the first settling tank 12 along with the activated sludge, and the activated sludge and the solid organic matter settle and separate in the first settling tank 12. And the supernatant liquid which does not contain activated sludge and solid organic matter flows into the reaction tank 14, and after nitrogen is removed by the biological nitrogen removal method of the present invention in the reaction tank 14, it enters the aerobic tank 64. Inflow. On the other hand, the activated sludge settled and separated in the first settling tank 12 flows into the aerobic tank 64 through the bypass 66 without flowing into the reaction tank 14. The activated sludge that has flowed into the aerobic tank 64 in this way ingests and accumulates phosphorus contained in the water to be treated after nitrogen removal that has also flowed into the aerobic tank 64. Next, the water to be treated from which phosphorus has been removed by ingesting phosphorus into the activated sludge moves to the second settling tank 18 together with the activated sludge that has accumulated phosphorus, and the activated sludge and other water in the second settling tank 18 Solids separate by settling. The activated sludge and the supernatant liquid not containing solids (treated water from which nitrogen, phosphorus, and soluble organic substances have been removed) are sent out of the system, while the activated sludge separated and separated is a part of it. Is discharged to the outside of the system as excess sludge, and the remainder is returned to the anaerobic tank 62 through the return path 68 while accumulating phosphorus. The activated sludge thus returned to the anaerobic tank 62 releases phosphorus accumulated in the anaerobic tank 62 and removes soluble organic substances in the water to be treated again. In addition, in the process in which activated sludge moves from the aerobic tank 64 to the second sedimentation tank 18, a flocculant may be added to the activated sludge so as to aggregate phosphorus.

このように、活性汚泥が反応槽14をバイパスして循環するように運転することにより、被処理水の窒素除去は、本発明の生物学的窒素除去方法により、反応槽14に活性汚泥を流入させることなく行い、溶解性有機物とリンの除去は、活性汚泥を用いて行うということができる。また、このように、反応槽14の上流側に嫌気槽62が存在すると、嫌気槽62が被処理水のORPを低下させる働きをするため、前述のように還元剤を添加しなくても、被処理水のORPを好適な範囲まで低下させることができ、還元剤を添加する場合に比べて、ランニングコストが低下する。   In this way, by operating the activated sludge so that it circulates bypassing the reaction tank 14, the nitrogen removal of the water to be treated flows into the reaction tank 14 by the biological nitrogen removal method of the present invention. It can be said that the removal of soluble organic matter and phosphorus is performed using activated sludge. In addition, when the anaerobic tank 62 exists on the upstream side of the reaction tank 14 as described above, the anaerobic tank 62 functions to lower the ORP of the water to be treated, and thus, without adding a reducing agent as described above, ORP of to-be-processed water can be reduced to a suitable range, and a running cost falls compared with the case where a reducing agent is added.

以上、本発明の実施形態を詳細に説明したが、本発明の範囲から逸脱しない範囲内において、当業者であれば、種々の修正あるいは変更が可能である。たとえば、本実施形態においては、担体投入率を調整するのに、反応槽内に投入する担体の数を調整することにより行ったが、それに限定されることなく、たとえば、担体の表面形状を変え、それにより担体の表面積が変わることで、担体投入率を調整してもよい。また、本実施形態においては、単一の反応槽の内部を隔壁により仕切る場合を説明したが、それに限定されることなく、たとえば、隔壁により仕切らずに、反応槽内部を単一のスペースとしてもよい。また、本実施形態においては、水処理システムの各槽を配管を通じて接続する場合を説明したが、それに限定されることなく、たとえば、配管を用いずにオーバーフロー方式を採用してもよい。さらにまた、本実施形態においては、攪拌装置としてドラフトチューブエアレータを採用した場合を説明したが、それに限定されることなく、被処理水に対する必要な攪拌力が得られる限り、他の攪拌装置でもよい。さらに、本実施形態においては、担体として、ポリウレタン樹脂製の場合を説明したが、それに限定されることなく、亜硝酸型硝化菌の亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が、硝酸型硝化反応を抑止するレベルになるほど、亜硝酸型硝化菌が増殖して微生物膜の厚みが増大しても、該微生物膜を担持可能な吸水特性および/または親水特性を有するとともに、担体が被処理水中で流動することにより該担体に対して作用するせん断力に耐えるような強度特性を有する限り、他の種類の樹脂でもよい。   The embodiments of the present invention have been described in detail above, but various modifications or changes can be made by those skilled in the art without departing from the scope of the present invention. For example, in this embodiment, the carrier charging rate is adjusted by adjusting the number of carriers charged into the reaction tank. However, the present invention is not limited to this. For example, the surface shape of the carrier is changed. The carrier loading rate may be adjusted by changing the surface area of the carrier. In the present embodiment, the case where the inside of a single reaction vessel is partitioned by a partition has been described. However, the present invention is not limited thereto. For example, the inside of the reaction vessel may be a single space without partitioning by a partition. Good. Moreover, although this embodiment demonstrated the case where each tank of a water treatment system was connected through piping, it is not limited to it, For example, you may employ | adopt an overflow system without using piping. Furthermore, in the present embodiment, the case where a draft tube aerator is employed as the agitation device has been described. However, the present invention is not limited thereto, and other agitation devices may be used as long as the necessary agitation force for the water to be treated can be obtained. . Furthermore, in the present embodiment, the case where the carrier is made of polyurethane resin has been described. However, the present invention is not limited thereto, and the amount of nitrite produced by the nitrite-type nitrification reaction of the nitrite-type nitrifying bacterium is nitrate-type nitrification. Even if the nitrite-type nitrifying bacteria grow and the thickness of the microbial membrane increases as the reaction is suppressed, the carrier has water-absorbing characteristics and / or hydrophilic characteristics capable of supporting the microbial membrane, and the carrier is treated water. Other types of resins may be used as long as they have strength characteristics that can withstand the shearing force acting on the carrier by flowing in the substrate.

以下、本発明を実施例に基づいてさらに詳細に説明するが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。   EXAMPLES Hereinafter, although this invention is demonstrated further in detail based on an Example, this invention is not limited to these Examples.

[実施例1]
図1に示す水処理システムにおいて、反応槽14を並列的に6個設け、第1沈殿槽12から、被処理水がそれら6個の反応槽(反応槽No.1〜6)に分岐して流入するように構成し、2010年の2月11日から2月18日までの7日間にわたって、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法による水処理を連続的に実施し、各反応槽に流入する処理前の被処理水の溶解性窒素濃度と、各反応槽で処理された後、反応槽から流出する処理水の溶解性窒素濃度とを測定した。
[Example 1]
In the water treatment system shown in FIG. 1, six reaction tanks 14 are provided in parallel, and the water to be treated is branched from the first settling tank 12 into the six reaction tanks (reaction tanks No. 1 to 6). The water treatment by the biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction was continuously performed for 7 days from February 11 to February 18, 2010. The dissolved nitrogen concentration of the water to be treated before flowing into the reaction tank and the dissolved nitrogen concentration of the treated water flowing out of the reaction tank after being treated in each reaction tank were measured.

なお、前記6個の反応槽の内、反応槽No.1は、槽内の被処理水のpHが6.8に調整されるように設定し、反応槽No.2は、槽内の被処理水のpHが7.0に調整されるように設定し、反応槽No.3は、槽内の被処理水のpHが7.3に調整されるように設定し、反応槽No.4は、槽内の被処理水のpHが7.8に調整されるように設定し、反応槽No.5は、槽内の被処理水のpHが8.5に調整されるように設定し、反応槽No.6は、槽内の被処理水のpHが8.9に調整されるように設定した。   Of the six reaction vessels, reaction vessel No. 1 is set so that the pH of the water to be treated in the tank is adjusted to 6.8. 2 was set so that the pH of the water to be treated in the tank was adjusted to 7.0. 3 is set so that the pH of the water to be treated in the tank is adjusted to 7.3. 4 is set so that the pH of the water to be treated in the tank is adjusted to 7.8. 5 is set so that the pH of the water to be treated in the tank is adjusted to 8.5. 6 was set so that the pH of the water to be treated in the tank was adjusted to 8.9.

また、全ての反応槽に共通する処理条件として、担体には、円柱状(φ4.0mm×L4.3mm)のポリウレタン樹脂製担体を用い、亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を担持させた。担体投入率は、15m総担体表面積/m槽容積とした。被処理水には、水温が15〜29℃、DO値が0.5mgO/Lの下水を用いた。In addition, as processing conditions common to all reaction tanks, a cylindrical (φ4.0 mm × L4.3 mm) polyurethane resin carrier is used as the carrier, and nitrite-type nitrifying bacteria are dominant species as an anaerobic outside. Two-layer microbial membranes, each presenting in a form surrounded by the nitrite-type nitrifying bacteria, were supported as a dominant species of oxidizing ammonia-oxidizing bacteria. The carrier input rate was 15 m 2 total carrier surface area / m 3 tank volume. As the water to be treated, sewage having a water temperature of 15 to 29 ° C. and a DO value of 0.5 mg O 2 / L was used.

溶解性窒素濃度の測定結果は、図7に示すとおりであり、何れの反応槽から流出した処理水の溶解性窒素濃度も、各反応槽に流入する処理前の被処理水の溶解性窒素濃度より低下しているが、槽内の被処理水のpHが、それぞれ6.8(酸性)、7.0(中性)に調整されるように設定した反応槽No.1、2から流出した処理水の溶解性窒素濃度に比べ、槽内の被処理水のpHが、それぞれ7.3、7.8、8.5、8.9(何れもアルカリ性)に調整されるように設定した反応槽No.3〜6から流出した処理水の溶解性窒素濃度の方が低くなっていることから、被処理水をアルカリ性にすることで、溶解性窒素除去率が向上することがわかる。また、槽内の被処理水のpHが8.5に調整されるように設定した反応槽No.5から流出した処理水の溶解性窒素濃度と、槽内の被処理水のpHが8.9に調整されるように設定した反応槽No.6から流出した処理水の溶解性窒素濃度とが、ほぼ同等であることから、被処理水のpHが8.5を超えると、溶解性窒素除去率の向上効果は頭打ちになることがわかる。   The measurement results of the soluble nitrogen concentration are as shown in FIG. 7, and the soluble nitrogen concentration of the treated water flowing out from any reaction tank is also the soluble nitrogen concentration of the treated water before treatment flowing into each reaction tank. Although it is lower, the reaction tank No. set so that the pH of the water to be treated in the tank was adjusted to 6.8 (acidic) and 7.0 (neutral), respectively. Compared with the dissolved nitrogen concentration of the treated water flowing out from 1 and 2, the pH of the treated water in the tank was adjusted to 7.3, 7.8, 8.5, and 8.9 (all alkaline), respectively. Reaction tank No. set to Since the dissolved nitrogen concentration of the treated water flowing out from 3 to 6 is lower, it can be seen that the dissolved nitrogen removal rate is improved by making the treated water alkaline. Moreover, reaction tank No. set so that the pH of the to-be-processed water in a tank might be adjusted to 8.5. No. 5 was set so that the dissolved nitrogen concentration of the treated water flowing out of the tank 5 and the pH of the treated water in the tank were adjusted to 8.9. Since the dissolved nitrogen concentration of the treated water flowing out from No. 6 is almost the same, it can be seen that when the pH of the treated water exceeds 8.5, the effect of improving the dissolved nitrogen removal rate reaches its peak.

[実施例2]
担体投入率が窒素除去速度に与える影響を確認するため、前記実施例1にて連続処理に使用されている担体を少量取り出し、それを、実際の下水処理場における下水を被処理水として収容したビーカーに投入して、以下のような実験(バッチ試験)を行った。実験条件は、以下の通りである。
[Example 2]
In order to confirm the influence of the carrier loading rate on the nitrogen removal rate, a small amount of the carrier used for the continuous treatment in Example 1 was taken out, and the sewage in the actual sewage treatment plant was accommodated as treated water. The sample was placed in a beaker and the following experiment (batch test) was performed. The experimental conditions are as follows.

(共通の条件)
(1)被処理水:下水処理場曝気槽混合液の沈殿上澄液
(2)水量:300mL(ビーカー)
(3)DO供給法:曝気および攪拌
(Common conditions)
(1) Water to be treated: Precipitated supernatant of sewage treatment plant aeration tank mixture (2) Amount of water: 300 mL (beaker)
(3) DO supply method: aeration and stirring

(実験条件)
(A)前記実施例1にて担体投入率15m担体総表面積/m槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が90m担体総表面積/m槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した(図8)。
(B)前記実施例1にて担体投入率15m担体総表面積/m槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が30m担体総表面積/m槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した(図9)。
(C)前記実施例1にて担体投入率15m担体総表面積/m槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が7.5m担体総表面積/m槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した(図10)。
(Experimental conditions)
(A) In Example 1, the carrier input rate is 15 m 2 The total surface area of the carrier / m 3 The volume of the used carrier is taken out, and the carrier input rate is 90 m 2 with respect to 300 mL of water to be treated. The surface area / m 3 tank volume was added, and the mixture was sufficiently stirred (FIG. 8).
(B) In Example 1, the carrier loading rate is 15 m 2 Total surface area of the carrier / m 3 The volume of the used carrier is taken out, and the carrier loading rate is 30 m 2 with respect to 300 mL of water to be treated. The surface area / m 3 tank volume was added, and the mixture was sufficiently stirred (FIG. 9).
(C) Carrier loading rate in Example 1 15 m 2 Carrier total surface area / m 3 Carrier volume is taken out, and the carrier loading rate is 7.5 m 2 with respect to 300 mL of water to be treated. The total surface area of the carrier / m 3 was added to the tank volume, and the mixture was sufficiently stirred (FIG. 10).

各実験条件における実験結果を図8〜図10に示す。図8〜図10において、[NO−N]は、[NO−N](硝酸性窒素濃度)と[NO−N](亜硝酸性窒素濃度)との合計、イオン性窒素は、[NH−N](アンモニア性窒素濃度)と[NO−N]との合計、NH−N減少速度(mgN/L/hr)は、([NH−N](0時間における)+[NH−N](4時間後における))/4、NH−N減少速度(mgN/m担体表面積/hr)は、NH−N減少速度/担体表面積、イオン性窒素減少速度(mgN/L/hr)は、(イオン性窒素(0時間における)+イオン性窒素(4時間後における))/4、イオン性窒素減少速度(mgN/m担体表面積/hr)は、イオン性窒素減少速度/表面積として定義している。図8ないし図10を比較すれば、担体投入率が低いほど、イオン性窒素減少速度(mgN/L/hr)または(mgN/m担体表面積/hr)およびNH−N減少速度(mgN/L/hr)または(mgN/m担体表面積/hr)は、増大する一方、NO−N増大速度(mgN/L/hr)または(mgN/m担体表面積/hr)は、減少することがわかる。ここに、NH−N減少速度は、硝化速度とみなすことが可能であり、またイオン性窒素減少速度は、嫌気性アンモニア酸化速度とみなすことが可能である。The experimental results under each experimental condition are shown in FIGS. 8 to 10, [NO X -N] is the sum of [NO 3 -N] (nitrate nitrogen concentration) and [NO 2 -N] (nitrite nitrogen concentration), and ionic nitrogen is The sum of [NH 4 -N] (ammonia nitrogen concentration) and [NO x -N], the NH 4 -N decrease rate (mgN / L / hr) is ([NH 4 -N] (at 0 hour) + [NH 4 -N] (after 4 hours) / 4, NH 4 -N reduction rate (mgN / m 2 support surface area / hr) is NH 4 -N reduction rate / support surface area, ionic nitrogen reduction rate (MgN / L / hr) is (ionic nitrogen (at 0 hours) + ionic nitrogen (after 4 hours)) / 4, ionic nitrogen reduction rate (mgN / m 2 carrier surface area / hr) is ion Nitrogen reduction rate / surface area. 8 to 10, the lower the carrier input rate, the lower the ionic nitrogen reduction rate (mgN / L / hr) or (mgN / m 2 carrier surface area / hr) and the NH 4 -N reduction rate (mgN / L / hr) or (mgN / m 2 support surface area / hr) increases, while the NO X -N increase rate (mgN / L / hr) or (mgN / m 2 support surface area / hr) decreases I understand. Here, the NH 4 —N reduction rate can be regarded as a nitrification rate, and the ionic nitrogen reduction rate can be regarded as an anaerobic ammonia oxidation rate.

よって、以上の実験により、以下のような知見が得られた。
(1)担体投入率と、アンモニア性窒素の減少速度として定義する硝化速度とには、因果関係があり、担体投入率が高いほど、硝化速度が低い。
(2)担体投入率と亜硝酸型硝化反応とには、因果関係があり、担体投入率が低いほど、亜硝酸型硝化反応が促進され、担体投入率が高いと、硝酸型硝化反応により硝酸性窒素が生成する。
(3)担体投入率と嫌気性アンモニア酸化反応とには、因果関係があり、担体投入率が低いほど、嫌気性アンモニア酸化反応が促進される。
Therefore, the following knowledge was obtained by the above experiment.
(1) There is a causal relationship between the carrier input rate and the nitrification rate defined as the ammonia nitrogen reduction rate, and the higher the carrier input rate, the lower the nitrification rate.
(2) There is a causal relationship between the carrier input rate and the nitrite type nitrification reaction. The lower the carrier input rate, the more the nitrite type nitrification reaction is promoted. Nitrogen is produced.
(3) There is a causal relationship between the carrier input rate and the anaerobic ammonia oxidation reaction, and the lower the carrier input rate, the more the anaerobic ammonia oxidation reaction is promoted.

以上より、本発明者は、担体投入率が、亜硝酸型硝化反応の促進、硝酸型硝化反応の抑止、および嫌気性アンモニア酸化反応の促進に対して、影響を及ぼし得ることを確認した。   From the above, the present inventors have confirmed that the carrier loading rate can affect the promotion of nitrite type nitrification reaction, inhibition of nitrate type nitrification reaction, and promotion of anaerobic ammonia oxidation reaction.

[実施例3]
活性汚泥の存在が嫌気性アンモニア酸化反応に与える影響を確認するため、前記実施例1にて連続処理に使用されている担体を少量取り出し、それを、活性汚泥をほとんど含まない被処理液と活性汚泥を比較的高い濃度で含む被処理液とをそれぞれ収容したビーカーに投入して、以下のような実験(バッチ試験)を行った。実験条件は、以下の通りである。
[Example 3]
In order to confirm the influence of the presence of activated sludge on the anaerobic ammonia oxidation reaction, a small amount of the carrier used for the continuous treatment in Example 1 is taken out, and it is treated with the liquid to be treated and activated with little activated sludge. The following experiments (batch test) were performed by putting them into beakers each containing a liquid to be treated containing a relatively high concentration of sludge. The experimental conditions are as follows.

(共通の条件)
(1)担体投入率:50m担体総表面積/m水量
(2)水量:300mL(ビーカー)
(3)DO供給法:曝気および攪拌
(Common conditions)
(1) Carrier loading rate: 50 m 2 Carrier total surface area / m 3 Water volume (2) Water volume: 300 mL (beaker)
(3) DO supply method: aeration and stirring

(実験条件)
(A)前記実施例1にて担体投入率15m担体総表面積/m槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を、活性汚泥濃度が16mgSS/Lである被処理水(活性汚泥混合液の沈殿上澄液)に投入し、十分に攪拌した(図11)。
(B)前記実施例1にて担体投入率15m担体総表面積/m槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を、活性汚泥濃度が1620mgSS/Lである被処理水(活性汚泥混合液)に投入し、十分に攪拌した(図12)。
(Experimental conditions)
(A) The carrier used in Example 1 was taken out at a rate of 15 m 2 total surface area of the carrier / m 3 tank volume, and the carrier was removed from the treated water (active sludge mixed) having an activated sludge concentration of 16 mg SS / L. The solution was added to the liquid precipitation supernatant) and sufficiently stirred (FIG. 11).
(B) Carrier used in Example 1 15 m 2 Total surface area of the carrier / m 3 Tank volume is taken out, and the carrier is treated water with activated sludge concentration of 1620 mg SS / L (mixed activated sludge). The mixture was sufficiently stirred (FIG. 12).

各実験条件における実験結果を図11および図12に示す。図11および図12において、[NO−N]は、[NO−N](硝酸性窒素濃度)と[NO−N](亜硝酸性窒素濃度)との合計、イオン性窒素は、[NH−N](アンモニア性窒素濃度)と[NO−N]との合計である。図11と図12とを比較すれば、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合は、時間経過とともにイオン性窒素濃度が顕著に低下するが、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合は、イオン性窒素濃度がほとんど変化していないことがわかる。また、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合は、時間経過とともに、アンモニア性窒素濃度が低下して行くが、アンモニア性窒素の硝化による濃度低下に釣り合うほどの[NO−N]の上昇はみられない。一方、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合は、時間経過とともに、アンモニア性窒素濃度が低下し、アンモニア性窒素の硝化による濃度低下に釣り合うだけの[NO−N]の上昇がみられる。The experimental results under each experimental condition are shown in FIG. 11 and FIG. 11 and 12, [NO X -N] is the sum of [NO 3 -N] (nitrate nitrogen concentration) and [NO 2 -N] (nitrite nitrogen concentration), and ionic nitrogen is It is the sum of [NH 4 —N] (ammonia nitrogen concentration) and [NO X —N]. When FIG. 11 and FIG. 12 are compared, when the liquid to be treated contains almost no activated sludge, the ionic nitrogen concentration significantly decreases with time, but the liquid to be treated has a relatively high concentration of activated sludge. When it contains, it turns out that the ionic nitrogen concentration has hardly changed. In addition, when the liquid to be treated contains almost no activated sludge, the concentration of ammonia nitrogen decreases with the passage of time, but [NO X -N] is sufficient to balance the decrease in concentration due to nitrification of ammonia nitrogen. There is no rise. On the other hand, when the liquid to be treated contains activated sludge at a relatively high concentration, the ammonia nitrogen concentration decreases with time, and [NO X -N] is just enough to balance the decrease in concentration due to nitrification of ammonia nitrogen. The rise is seen.

この実験により、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合には、担体上の嫌気性アンモニア酸化菌による嫌気性アンモニア酸化反応が十分に進行し、高効率で溶解性窒素の除去がなされるが、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合には、亜硝酸性窒素が担体上の嫌気性アンモニア酸化菌による嫌気性アンモニア酸化反応よりも、活性汚泥による硝酸性窒素への酸化反応に優先的に利用され、溶解性窒素の除去がなされないという知見が得られた。   According to this experiment, when the liquid to be treated contains almost no activated sludge, the anaerobic ammonia oxidation reaction by the anaerobic ammonia oxidizing bacteria on the carrier proceeds sufficiently, and the removal of soluble nitrogen is performed with high efficiency. However, when the liquid to be treated contains activated sludge at a relatively high concentration, nitrite nitrogen is converted to nitrate nitrogen by activated sludge rather than anaerobic ammonia oxidation reaction by anaerobic ammonia oxidizing bacteria on the carrier. It was preferentially used in the oxidation reaction, and it was found that soluble nitrogen was not removed.

以上より、本発明の生物学的窒素除去方法を実施するに当たっては、被処理液中において、担体と活性汚泥とを共存させない、すなわち活性汚泥を用いず、所定の菌を含む微生物膜を担持させた担体のみを用いて窒素除去を行うのが好ましいことを確認した。   From the above, in carrying out the biological nitrogen removal method of the present invention, in the liquid to be treated, the carrier and the activated sludge are not allowed to coexist, that is, the activated sludge is not used, and the microbial membrane containing the predetermined bacteria is supported. It was confirmed that nitrogen removal was preferably performed using only the carrier.

本発明によれば、亜硝酸の生成が、硝酸型硝化反応の抑止に寄与することを利用して、亜硝酸型硝化反応の促進と硝酸型硝化反応の抑制とを同時に達成するために、硝酸型硝化反応の抑制を起こすレベルで亜硝酸型硝化反応の促進を行うことにより、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して、実用的レベルで脱窒が可能となる点において、処理対象である被処理水として、たとえば都市下水や生活廃水等の比較的低濃度のアンモニア性窒素濃度を含む常温の廃水にもそのまま適用可能であり、産業上有用である。   According to the present invention, using the fact that the production of nitrous acid contributes to the inhibition of the nitric acid type nitrification reaction, in order to simultaneously achieve the promotion of the nitrite type nitrification reaction and the suppression of the nitric acid type nitrification reaction, By accelerating the nitrite type nitrification reaction at a level that suppresses the type nitrification reaction, while relaxing the restrictions on the ammonia nitrogen concentration of the water to be treated, the water temperature in the reaction tank, and the DO value, In terms of enabling denitrification at a practical level using an anaerobic ammonia oxidation reaction, a relatively low concentration of ammonia nitrogen such as municipal sewage or domestic wastewater is used as the water to be treated. It can be applied as is to room temperature wastewater, and is industrially useful.

10:水処理システム、12:第1沈殿槽、14:反応槽、15a,15b,15c:区画、16:混和槽、18:第2沈殿槽、20:DO計、22:PO計、24:凝集剤注入ポンプ、26:担体、27:表面部、28:ドラフトチューブエアレータ、30,30a,30b:隔壁、32:ブロワ、34:pH計、36:アルカリ剤注入ポンプ、40:インペラー、42:シャフト、44:駆動装置、46:散気管、48:ドラフトチューブ、50:NH−N計、52:NO−N計、54:NO−N計、56:散気装置、57:ORP調整槽、58:ORP計、60:還元剤注入ポンプ、62:嫌気槽、64:好気槽、66:バイパス路、68:返送路、72:亜硝酸型硝化菌、74:嫌気性アンモニア酸化菌、76:他の菌。10: water treatment system, 12: first settling tank, 14: reaction vessel, 15a, 15b, 15c: compartment, 16: mixing vessel, 18: second sedimentation tank, 20: DO meter 22: PO 4 meters, 24 : Flocculant injection pump, 26: carrier, 27: surface portion, 28: draft tube aerator, 30, 30a, 30b: partition wall, 32: blower, 34: pH meter, 36: alkaline agent injection pump, 40: impeller, 42 : Shaft, 44: drive device, 46: air diffuser, 48: draft tube, 50: NH 4 -N meter, 52: NO 2 -N meter, 54: NO 3 -N meter, 56: air diffuser, 57: ORP adjustment tank, 58: ORP meter, 60: reducing agent injection pump, 62: anaerobic tank, 64: aerobic tank, 66: bypass path, 68: return path, 72: nitrite type nitrifying bacteria, 74: anaerobic ammonia Oxidizing bacteria, 76: other bacteria .

Claims (11)

好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、
前記被処理水のORP(酸化還元電位)を−150mV以下とした状態とするとともに、前記反応槽内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、流入溶解性窒素負荷が、2.5〜11.5g/m 担体/dayとなり、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率(反応槽の単位容積当たりの担体総表面積)を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
Nitrite-type nitrifying bacteria contributing to nitrite-type nitrification reaction and anaerobic ammonia-oxidation contributing to anaerobic ammonia oxidation reaction in treated water containing dissolved nitrogen flowing into the reaction tank under aerobic conditions Two dominant species with bacteria, or nitrous acid nitrifying bacteria that contribute to nitrite type nitrification reaction, anaerobic bacteria that decomposes soluble nitrogen other than ammonia to ammonia and anaerobic ammonia oxidation reaction Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria, anaerobic ammonia oxidation reaction is used to denitrify water to be treated by flowing a carrier carrying a microbial membrane containing three dominant species on the surface. A biological nitrogen removal method using ammonia oxidation reaction,
The addition to a state where the ORP of the water to be treated (oxidation reduction potential) and less -150 mV, in a state in which the water to be treated was adjusted to be alkaline in the reaction vessel, inflow solubility nitrogen load, Anaerobic, which adjusts the carrier input rate (total surface area of the carrier per unit volume of the reaction tank) so that it becomes 2.5 to 11.5 g / m 2 carrier / day and is at a level that inhibits the nitric acid-type nitrification reaction. Biological nitrogen removal method using reactive ammonia oxidation reaction.
前記反応槽内にて前記被処理水のpHが7.3〜8.5となるよう調整する、請求項1に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。   The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to claim 1, wherein the pH of the water to be treated is adjusted to 7.3 to 8.5 in the reaction tank. 担体投入率を、4〜55m/mに調整する、請求項1又は2に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction according to claim 1 or 2, wherein the carrier input rate is adjusted to 4 to 55 m 2 / m 3 . 前記反応槽から流出する被処理水のアンモニア性窒素(NH−N)濃度、亜硝酸性窒素(NO−N)濃度および硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測し、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて、前記反応槽における曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項1〜の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
The ammonia nitrogen (NH 4 -N) concentration, nitrite nitrogen (NO 2 -N) concentration, and nitrate nitrogen (NO 3 -N) concentration of the water to be treated flowing out of the reaction tank were measured, and the following (a ), (B) and (c), the following (a) and (c), the following (b) and (c), the following (d) alone and the following (e) alone. using any of the means selected from the group, while adjusting the aeration amount in the reaction vessel, performing denitrification from treated water by utilizing the anaerobic ammonium oxidation, any claim 1-3 A biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction according to claim 1.
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.
好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、
前記反応槽の内部が、前記被処理水が流入して来る上流側から前記被処理水が流出して行く下流側に向かって、前記被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁により複数の区画に仕切られており、
前記被処理水のORP(酸化還元電位)を−150mV以下とした状態とするとともに、前記各区画内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、前記各区画内にて流入溶解性窒素負荷が、2.5〜11.5g/m 担体/dayとなり、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率(反応槽の単位容積当たりの担体総表面積)を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
Nitrite-type nitrifying bacteria contributing to nitrite-type nitrification reaction and anaerobic ammonia-oxidation contributing to anaerobic ammonia oxidation reaction in treated water containing dissolved nitrogen flowing into the reaction tank under aerobic conditions Two dominant species with bacteria, or nitrous acid nitrifying bacteria that contribute to nitrite type nitrification reaction, anaerobic bacteria that decomposes soluble nitrogen other than ammonia to ammonia and anaerobic ammonia oxidation reaction Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria, anaerobic ammonia oxidation reaction is used to denitrify water to be treated by flowing a carrier carrying a microbial membrane containing three dominant species on the surface. A biological nitrogen removal method using ammonia oxidation reaction,
The inside of the reaction tank has a plurality of partition walls that do not completely block the flow of the treated water from the upstream side where the treated water flows into the downstream side where the treated water flows out. Divided into compartments,
The addition to a state where the ORP of the water to be treated (oxidation reduction potential) and less -150 mV, in a state in which the water to be treated was adjusted to be alkaline in said respective compartment, flows in front Symbol in each compartment The carrier input rate (total surface area of the carrier per unit volume of the reaction tank) was adjusted so that the soluble nitrogen load was 2.5 to 11.5 g / m 2 carrier / day and the level was sufficient to inhibit the nitric acid-type nitrification reaction. A biological nitrogen removal method utilizing an anaerobic ammonia oxidation reaction.
前記各区画内にて前記被処理水のpHが7.3〜8.5となるよう調整する、請求項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to claim 5 , wherein the pH of the water to be treated is adjusted to 7.3 to 8.5 in each of the compartments. 前記各区画内にて担体投入率を、4〜55m/mに調整する、請求項又はに記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The biological nitrogen removal method using an anaerobic ammonia oxidation reaction according to claim 5 or 6 , wherein a carrier input rate is adjusted to 4 to 55 m 2 / m 3 in each of the compartments. 前記各区画内の被処理水のアンモニア性窒素(NH−N)濃度、亜硝酸性窒素(NO−N)濃度および硝酸性窒素(NO−N)濃度を計測し、前記各区画間を仕切る隔壁の内の任意の隔壁より上流側の区画においては、下記(a)と(b)と(c)との組み合わせ、下記(a)と(c)との組み合わせ、下記(b)と(c)との組み合わせ、下記(d)単独および下記(e)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行い、前記任意の隔壁より下流側の区画においては、下記(f)と(g)と(h)との組み合わせ、下記(f)と(h)との組み合わせ、下記(g)と(h)との組み合わせ、下記(i)単独および下記(j)単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。
(a)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(b)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。
(c)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。
(d)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(e)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。
(f)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(g)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。
(h)NH−N濃度がある設定値以上になったら曝気を開始させる。
(i)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
(j)NO−N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。
Ammonia nitrogen (NH 4 -N) concentration, nitrite nitrogen (NO 2 -N) concentration and nitrate nitrogen (NO 3 -N) concentration of water to be treated in each compartment are measured, and between the compartments In the partition upstream of any partition of the partition walls, the following combinations (a), (b) and (c), combinations (a) and (c), and (b) In combination with (c), the aeration amount is adjusted using any means selected from the group consisting of the following (d) alone and the following (e) alone. , Combinations of (f), (g) and (h) below, combinations of (f) and (h) below, combinations of (g) and (h) below, (i) alone and below (j ) Adjust the amount of aeration using any means selected from the group consisting of only Performs denitrification from treated water by utilizing the anaerobic ammonium oxidation, biological nitrogen removal method utilizing anaerobic ammonium oxidation according to any one of claims 5-7.
(A) When the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is decreased.
(B) The amount of aeration is reduced when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(C) When the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value, the aeration amount is increased.
(D) The aeration amount is decreased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and the aeration amount is increased when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(E) The amount of aeration is decreased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and the amount of aeration is increased when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.
(F) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration exceeds a certain set value.
(G) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration exceeds a certain set value.
(H) Aeration is started when the NH 4 —N concentration exceeds a certain set value.
(I) Aeration is stopped when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 3 —N concentration becomes a certain set value or less.
(J) Aeration is stopped when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or more, and aeration is started when the NO 2 —N concentration becomes a certain set value or less.
前記担体が、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を、またはアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌および亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させたものである、請求項1〜の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The carrier comprises a nitrite-type nitrifying bacterium that contributes to a nitrite-type nitrification reaction, or an aerobic bacterium that decomposes soluble nitrogen other than ammonia into ammonia and a nitrite-type nitrifying bacterium that contributes to a nitrite-type nitrification reaction. Two layers of microbial membranes are present on the outside as the dominant species, and anaerobic ammonia-oxidizing bacteria that contribute to the anaerobic ammonia oxidation reaction are present inside the nitrite-type nitrifying bacteria as the dominant species. The biological nitrogen removal method using the anaerobic ammonia oxidation reaction as described in any one of Claims 1-8 which is made to carry | support to. 活性汚泥を用いることなく、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項1〜の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The biological nitrogen using anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of claims 1 to 9 , wherein denitrification is performed from water to be treated using anaerobic ammonia oxidation reaction without using activated sludge. Removal method. 溶解性窒素を含有する被処理水が、常温かつ溶解性窒素濃度50mg/L以下の廃水である、請求項1〜10の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。 The biological water using the anaerobic ammonia oxidation reaction according to any one of claims 1 to 10 , wherein the water to be treated containing soluble nitrogen is waste water at room temperature and having a soluble nitrogen concentration of 50 mg / L or less. Nitrogen removal method.
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