废水处理装置以及废水处理方法与流程

本发明涉及一种含有有机态氮以及氨态氮的至少一者的废水处理装置以及废水处理方法。

背景技术：

作为对含有氮的废水(含氮废水)进行生物学处理的方法，通常已知的有消化液循环方式或内生脱氮方式等。

消化液循环方式中，首先，通过硝化细菌在需氧条件下将原水(废水)中的氨态氮转换为亚硝酸态氮或者硝酸态氮。之后，将有机物作为还原力，通过脱氮细菌在无氧条件下将亚硝酸态氮或硝酸态氮还原为氮气。

硝化细菌是将氨态氮氧化为亚硝酸的氨氧化细菌以及将亚硝酸态氮氧化为硝酸态氮的亚硝酸氧化细菌的总称。

另一方面，脱氮细菌是一种在无氧条件下通过将亚硝酸态氮或硝酸态氮作为电子接收体，将有机物作为电子给与体利用，由此将亚硝酸态氮或硝酸态氮还原至氮气的微生物。

近年来，作为对畜产、食品等的含有高浓度氨的废水进行处理的方法，提出有采用了粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)的处理法，该粪产碱杆菌no.4株能够在需氧下将氨态氮变为氮气而进行脱氮(例如参照专利文献1、2)。

粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)是需氧性直接氮气化细菌的1种，是异养菌，与此同时可以在需氧下将氨直接气体化为氮气。此外，与已有的硝化细菌相比较，具有除氮速度快、增殖速度也快的优点。

此外，消化液循环方式中需要需氧槽(硝化槽)和无氧槽(脱氮槽)2个槽作为处理槽，而采用了粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)的处理法由于仅以需氧处理就能够除氮，因此具有1个槽就可以进行处理的优点。

现有技术文献

专利文献

专利文献1：日本专利特开2002-199875号公报

专利文献2：日本特开2008-104361号公报

技术实现要素：

发明要解决的课题

然而，若在开放体系中进行采用了需氧性直接氮气化细菌的废水处理，则存在除氮率降低的情况。

本发明的目的在于提供这样的废水处理装置以及废水处理方法：即使在开放体系进行采用了将氨态氮在需氧下直接进行氮气化的微生物的废水处理的情形时，也能有效地进行除氮。

用以解决课题的手段

本发明人专心研究的结果，查明了：若在开放体系中采用需氧性直接氮气化细菌进行废水处理，则废水中或大气中的杂菌在处理槽内会变得优先化，从而存在硝化细菌会在处理槽内繁殖的情况。若存在硝化细菌，则废水中的氨态氮会被转换为亚硝酸态氮或硝酸态氮。需氧性直接氮气化细菌虽然能够将氨态氮直接进行氮气化，但不能将硝酸态氮或亚硝酸态氮进行氮气化。因此，若氨态氮被转换为亚硝酸态氮或硝酸态氮，则在需氧条件下无法将这些氮气化，结果直接氮气化反应会被抑制。

因此，本发明人发现：在采用了需氧性直接氮气化细菌的废水处理中，通过并用抑制由硝化细菌抑制硝化反应的硝化阻碍物质，氨态氮向亚硝酸态氮或硝酸态氮转换会被抑制，能够高效地进行直接氮气化反应而除氮，从而完成了本发明。

即，本发明具有以下的方式。

[1]一种废水处理装置，是采用了需氧性直接氮气化细菌对含有有机态氮以及氨态氮的至少一者的废水进行处理的装置，其特征在于，所述废水处理装置具备：对所述废水进行处理的处理槽，向所述废水添加需氧性直接氮气化细菌的第一添加装置以及向所述废水添加硝化阻碍物质的第二添加装置。

[2]根据[1]所述的废水处理装置，在所述处理槽的上游进一步具备贮留所述废水的原水贮留槽。

[3]根据[1]所述的废水处理装置，所述第一添加装置是向处理槽中的废水添加需氧性直接氮气化细菌的装置，所述第二添加装置是向处理槽中的废水添加硝化阻碍物质的装置。

[4]根据[2]所述的废水处理装置，所述第一添加装置是向处理槽中的废水添加需氧性直接氮气化细菌的装置，所述第二添加装置是向原水贮留中的废水添加硝化阻碍物质的装置。

[5]根据[1]～[4]中的任一项所述的废水处理装置，所述需氧性直接氮气化细菌是粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)。

[6]根据[1]～[5]中的任一项所述的废水处理装置，所述硝化阻碍物质是选自由硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巯基苯并噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀酰胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑盐酸盐、3-巯基-1,2,4-三唑组成的群中的1种以上。

[7]根据[6]所述的废水处理装置，所述硝化阻碍物质是选自由硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲组成的群中的1种以上。

[8]一种废水处理方法，是采用需氧性直接氮气化细菌在处理槽中对含有有机态氮以及氨态氮的至少一者的废水进行处理的方法，其特征在于，具有向所述废水添加需氧性直接氮气化细菌的第一添加工序以及向所述废水添加硝化阻碍物质的第二添加工序。

[9]根据[8]所述的废水处理方法，将处理前的废水贮留在原水贮留槽中。

[10]根据[8]所述的废水处理方法，所述第一添加工序是向处理槽中的废水添加需氧性直接氮气化细菌的工序，所述第二添加工序是向处理槽中的废水添加硝化阻碍物质的工序。

[11]根据[9]所述的废水处理方法，所述第一添加工序是向处理槽中的废水添加需氧性直接氮气化细菌的工序，所述第二添加工序是向原水贮留中的废水添加硝化阻碍物质的工序。

[12]根据[8]～[11]中的任一项所述的废水处理方法，对1l废水添加0.3～80mg的硝化阻碍物质。

[13]根据[12]所述的废水处理方法，对1l废水添加0.75～55mg的硝化阻碍物质。

[14]根据[8]～[13]中的任一项所述的废水处理方法，所述需氧性直接氮气化细菌是粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)。

[15]根据[8]～[14]中的任一项所述的废水处理方法，所述硝化阻碍物质是选自由硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巯基苯并噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀酰胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑盐酸盐、3-巯基-1,2,4-三唑组成的群中的一种以上。

[16]根据[15]所述的废水处理方法，所述硝化阻碍物质是选自由硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲组成的群中的1种以上。

发明效果

根据本发明的废水处理装置以及废水处理方法，即使在开放体系中采用将氨态氮在需氧下直接氮气化的微生物进行废水处理的情形时，也能有效地进行除氮。

附图说明

图1是显示本发明的废水处理装置的一例的概略构成图。

图2是显示本发明的废水处理装置的其他例子的概略构成图。

符号说明

1废水处理装置

2废水处理装置

11处理槽

12第一添加装置

12a第一罐

12b第一供给流路

12c第一泵

13第二添加装置

13a第二罐

13b第二供给流路

13c第二泵

14处理水贮留槽

15第一废水流路

16处理水流路

17曝气装置

17a鼓风机

18原水贮留槽

18a搅拌机

19第二废水流路

21第三废水流路

具体实施方式

以下，对本发明的实施方式的一例详细地说明，但不能限定为这些实施方式而解释本发明。

还有，本发明中，“有机体氮”是指有机成分中所含的氮，通常是蛋白质或氨基酸。

此外，所谓“硝化细菌”是将氨态氮氧化为亚硝酸的氨氧化细菌以及将亚硝酸态氮氧化为硝酸态氮的亚硝酸氧化细菌的总称。硝化细菌是自养菌，一般增殖速度较小，此外繁殖或活性容易被低温或原水中毒性物质所阻碍。

此外，“需氧性直接氮气化细菌”是指在需氧条件下异养性地将氨态氮进行氮气化的微生物。此外，也是将有机体氮转换(氧化)为氨态氮的微生物。

所谓“硝化阻碍物质”是阻碍由氨氧化细菌进行的氨氧化反应或者由亚硝酸氧化细菌进行的亚硝酸氧化反应的物质。

“第一实施方式”

<废水处理装置>

图1是本发明的第一实施方式的废水处理装置1的概略构成图。

该例的废水处理装置1具备对废水进行处理的处理槽11、向废水添加需氧性直接氮气化细菌的第一添加装置12、向废水添加硝化阻碍物质的第二添加装置13和贮留处理过的废水(处理水)的处理水贮留槽14。

还有，本发明中，处理前的废水又称为“原水”，处理后的废水又称为“处理水”。

(废水)

成为本发明的处理对象的废水是从工厂、事业机构等排出的被处理水，含有有机态氮以及氨态氮的至少一者。

有机体氮在厌氧条件或需氧条件下通过微生物的作用而被转换为氨态氮。作为含有较多有机体氮的废水举出有食品废水、畜产废水等。

作为有机体氮以外的氮成分，有氨态氮、硝酸态氮、亚硝酸态氮等的无机体氮。

(处理槽)

处理槽11是为了进行生物学废水处理而填充微生物(活性污泥)的槽，在本实施方式中包含需氧性直接氮气化细菌。

处理槽11中，连接有第一废水流路15和处理水流路16。第一废水流路15是用以使从工厂、事业机构等排出的废水流入到处理槽11的流路。另一方面，处理水流路16是用以使处理槽11所排出的处理水流入到后述的处理水贮留槽14的流路。

此外，处理槽11内，为维持槽内的需氧条件而设置有曝气装置17。作为曝气装置17，只要是能将从鼓风机17a送出的空气在处理槽11内曝气的装置，就没有特别限定。

优选处理槽11中设置测定槽内的ph、氧化还原电位、水温、氨浓度的各种测定仪器(图示均略)。

在生物反应中ph控制尤其重要，在槽内的ph为酸性化或碱性化时，优选进一步设置用于添加碱性溶液或酸性溶液的装置(图示均略)，根据槽内的ph而将碱性溶液或酸性溶液添加到处理槽11。

(第一添加装置)

第一添加装置12是向废水中添加需氧性直接氮气化细菌的装置。

该例的第一添加装置12向处理槽11的废水中添加需氧性直接氮气化细菌。

第一添加装置12具备贮留需氧性直接氮气化细菌的第一罐12a、从第一罐12a向废水供给需氧性直接氮气化细菌的第一供给流路12b，和送出需氧性直接氮气化细菌的第一泵12c。

优选第一罐12a中装有加温机构或冷却机构以便将罐内温度维持在适度温度。罐内温度优选0～15℃。

作为需氧性直接氮气化细菌，举出有粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)、粪产碱杆菌okk17株等菌株。其中，优选粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)。粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)的最大除氨速度为29mgn/l/hr，具有与其它需氧性直接氮气化细菌相比较非常高的除氮性能。

(第二添加装置)

第二添加装置13是向废水中添加硝化阻碍物质的装置。

该例的第二添加装置13向处理槽11的废水中添加硝化阻碍物质。

第二添加装置13具备贮留硝化阻碍物质溶液的第二罐13a、从第二罐13a向废水供给硝化阻碍物质溶液的第二供给流路13b，和送出硝化阻碍物质溶液的第二泵13c。

此外，当硝化阻碍物质为粉体时，也可以将贮留粉体状的硝化阻碍物质的容器与粉体投入用设备组合使用，以替代第二罐13a、第二供给流路13b和第二泵13c。

作为硝化阻碍物质，举出有铜或锌等重金属类、氰或酚等化学物质等。这些硝化阻碍物质存在对硝化细菌以外构成活性污泥的大部分微生物也同样阻碍其活性的情况。

硝化阻碍物质中，从能够特异性地阻碍硝化反应方面，优选硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巯基苯并噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀酰胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑盐酸盐、3-巯基-1,2,4-三唑。这些可以单独使用1种，也可以并用2种以上。

从廉价、并且对硝化细菌以外的微生物的影响少方面，这些物质中特别优选硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲。例如，烯丙基硫脲通过阻碍与氨氧化细菌的呼吸代谢路经相关的氨单加氧酶而阻碍硝化。

(处理水贮留槽)

处理水贮留槽14是贮留处理后的废水(处理水)的槽。

处理水贮留槽14中连接有处理水流路16，流入有自处理槽11排出的处理水。

<废水处理方法>

在采用了图1所示的废水处理装置1的废水处理方法中，首先使自工厂、事业机构排出的废水通过第一废水流路15而流入至处理槽11。接着，从第一添加装置12向处理槽11中的废水添加需氧性直接氮气化细菌(第一添加工序)，从第二添加装置13向处理槽11中的废水添加硝化阻碍物质(第二添加工序)。使处理槽11内的曝气装置17工作，将槽内维持为需氧条件，进行生物学废水处理。于是，废水中的氨态氮被需氧性直接氮气化细菌氮气化，从废水除去氮。还有，当废水中含有有机态氮时，有机态氮在如上所述地通过微生物的作用被转换为氨态氮之后，被需氧性直接氮气化细菌施以氮气化。

被处理的废水作为处理水从处理槽11通过处理水流路16而供给至处理水贮留槽14并被贮留。

第一添加工序和第二添加工序可以同时进行，也可以在第一添加工序之后进行第二添加工序，也可以在第二添加工序之后进行第一添加工序。尤其，优选同时进行第一添加工序和第二添加工序，或者在第二添加工序之后进行第一添加工序。

从除氮性能或菌体沉降分离等的观点来看，需氧性直接氮气化细菌的添加量优选是使处理槽11中的干燥重量浓度达到2000～20000mg/l的量。

硝化阻碍物质的添加量优选相对于1l废水为0.3～80mg，更优选0.5～75mg，进一步优选0.75～55mg，特别优选1～50mg。

若氨态氮如上所述地通过硝化细菌的作用而被转换为亚硝酸态氮或硝酸态氮，则用需氧性直接氮气化细菌难以直接对这些物质脱氮，除氮效率降低。

若硝化阻碍物质的添加量在0.3gm/l以上，则能够充分抑制硝化反应，因此可以降低除氮效率的降低。

但是，若硝化阻碍物质的添加量变得过剩，则通过需氧性直接氮气化细菌进行的有机物氧化或氮气化有可能受到阻碍。此外，通过需氧性直接氮气化细菌以外的异养菌(其他异养菌)进行的有机物氧化也有可能受到阻碍。其结果，存在除氮率下降的情况。

若硝化阻碍物质的添加量在80gm/l以下，则对需氧性直接氮气化细菌或其他异养菌的影响少，可以良好地维持除氮率。

<作用效果>

根据以上说明的本发明的第一实施方式的废水处理装置以及废水处理方法，在采用了需氧性直接氮气化细菌的废水处理中，通过并用抑制由硝化细菌进行硝化反应的硝化阻碍物质，从而抑制氨态氮向亚硝酸态氮或者硝酸态氮转换，能够高效地进行直接性氮气化反应而除氮。因此，即使在开放体系进行废水处理，也能够有效地进行除氮。

“第二实施方式”

<废水处理装置>

图2是本发明的第二实施方式的废水处理装置2的概略构成图。

该例的废水处理装置2具备贮留废水的原水贮留槽18、对废水处理的处理槽11、向废水添加需氧性直接氮气化细菌的第一添加装置12、向废水添加硝化阻碍物质的第二添加装置13和贮留处理过的废水(处理水)的处理水贮留槽14。

(原水贮留槽)

原水贮留槽18是用于在处理前暂时贮留废水的槽，是以将原水水量或者原水水质的变动均匀化为目的而设置的。

原水贮留槽18中连接有第二废水流路19和第三废水流路21。第二废水流路19是用于使从工厂、事业机构等排出的废水流入到原水贮留槽18的流路。另一方面，第三废水流路21是用于使原水贮留槽18所排出的废水(原水)流入到处理槽11的流路。

此外，该例的原水贮留槽18内，为了使原水水质均匀化而设置有搅拌机18a。

(处理槽)

除了连接有第三废水流路21代替第一废水流路15以外，本实施方式的处理槽11与第一实施方式的处理槽11相同。

(第一添加装置)

本实施方式的第一添加装置12与第一实施方式的第一添加装置12相同。

(第二添加装置)

除了向原水贮留槽18的废水添加硝化阻碍物质以外，本实施方式的第二添加装置13与第一实施方式的第二添加装置13相同。

(处理水贮留槽)

本实施方式的处理水贮留槽14与第一实施方式的处理水贮留槽14相同。

<废水处理方法>

在采用了图2所示的废水处理装置2的废水处理方法中，首先使自工厂、事业机构排出的废水通过第二废水流路19而流入至原水贮留槽18而贮留。接着，向原水贮留槽18中的废水从第二添加装置13添加硝化阻碍物质(第二添加工序)，用搅拌机18a搅拌废水。接着，使添加有硝化阻碍物质的废水从原水贮留槽18通过第三废水流路21流入至处理槽11。接着，从第一添加装置12向处理槽11中的废水添加需氧性直接氮气化细菌(第一添加工序)。使处理槽11内的曝气装置17工作，将槽内维持为需氧条件，进行生物学废水处理。于是，废水中的氨态氮被需氧性直接氮气化细菌氮气化，从废水除去氮。还有，当废水中含有有机态氮时，有机态氮在如上所述地通过微生物的作用被转换为氨态氮之后，被需氧性直接氮气化细菌氮气化。

被处理的废水作为处理水从处理槽11通过处理水流路16供给至处理水贮留槽14并被贮留。

需氧性直接氮气化细菌的添加量以及硝化阻碍物质的添加量与第一实施方式的废水处理方法相同。

<作用效果>

根据以上说明的本发明的第二实施方式的废水处理装置以及废水处理方法，在采用了需氧性直接氮气化细菌的废水处理中，通过并用抑制由硝化细菌进行硝化反应的硝化阻碍物质，从而抑制氨态氮向亚硝酸态氮或者硝酸态氮转换，能够高效地进行直接性氮气化反应而除氮。因此，即使在开放体系进行废水处理，也能够有效地进行除氮。此外，第二实施方式的废水处理装置以及废水处理方法中，将废水在处理前暂时贮留在原水贮留槽中，但由于向原水贮留槽中的废水添加硝化阻碍物质，因此即使在开放体系进行原水贮留槽中的废水贮留，也能抑制氨态氮向亚硝酸态氮或者硝酸态氮转换。

“其他实施方式”

本发明的废水处理装置以及废水处理方法不受上述的实施方式的限定。例如，在第一实施方式中，需氧性直接氮气化细菌和硝化阻碍物质可以添加于流通第一废水流路15的废水中，或者也可以将硝化阻碍物质添加到流通第一废水流路15的废水中，而将需氧性直接氮气化细菌添加到处理槽中的废水中。此外，也可以将需氧性直接氮气化细菌添加到流通第一废水流路15的废水中，而将硝化阻碍物质添加到处理槽中的废水中。

此外，在第一实施方式中，也可以在处理槽11的上游设置原水贮留槽。只是，这种情况优选在封闭体系中进行原水贮留槽中的废水贮留。

此外，在第二实施方式中，硝化阻碍物质可以添加到流通第二废水流路19的废水中。需氧性直接氮气化细菌可以添加到流通第三废水流路21的废水中，也可以添加到原水贮留槽18中的废水中。

[实施例]

以下，通过实施例更具体地说明本发明，但本发明并不被这些例子限定。

“实施例1”

将粪产碱杆菌的纯水培养液作为初发污泥添加到处理槽中，如下所述地在开放体系中进行废水处理。此外，假设了粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)的存在比例由于杂菌混入等而成为50％的情形。

首先，对粪产碱杆菌no.4株(fermp-21814)的培养液，以菌体干燥重量浓度计成为2000mg/l地配制菌体悬浮液。

另外，从处理生活废水的标准活性污泥设备采取标准活性污泥，以干燥重量浓度计成为2000mg/l地配制污泥悬浮液。

向1000ml容积的三角烧瓶分别投入所述菌体悬浮液和所述污泥悬浮液各100ml并混合，得到悬浮混合液。

对得到的悬浮混合液，添加作为氨态氮的硫酸铵和乙酸钠，以使硫酸铵成为500mg/l、乙酸钠成为3000gm/l，并进一步使用硫酸溶液或氢氧化钠溶液将ph调整为6.8～7.2的范围。

接着，对调整ph后的悬浮混合液添加作为硝化阻碍物质的烯丙基硫脲以使其成为0.1mg/l，在25℃进行振荡培养(振荡速度120rpm)。

刚培养后(初期)和24小时后采取悬浮混合液，用0.45μm的盘式过滤器过滤，收集过滤液，如下所述地测定总氮浓度和总有机体碳浓度，通过下述式(1)求得总除氮率，通过下述式(2)求得总有机体除碳率。此外，如下所述地测定48小时后的过滤液中的硝酸态氮浓度。这些结果示于表1。

总除氮率(％)＝(初期的总氮浓度-24小时后的总氮浓度)/初期的总氮浓度×100…(1)

总有机体除碳率(％)＝(初期的总有机体碳浓度-24小时后的总有机体碳浓度)/初期的总有机体碳浓度×100…(2)

此外，测定乙酸钠3000mg/l溶液的总有机体碳浓度(初期的总有机体碳浓度)的结果是，总有机体碳浓度为870mg/l。

(总有机体碳浓度的测定)

总有机体碳浓度使用总有机体碳分析装置(mitsubishichemicalanalytechco.,ltd.制，“toc-3000v”)进行测定。本装置的测定方式定为燃烧催化剂氧化/nfdir检测。

(总氮浓度的测定)

使用连接于所述的总有机体碳分析装置“toc-3000v”的氮检测器(mitsubishichemicalanalytechco.,ltd.制，“nd-210型”)测定总氮浓度。本装置的测定方法定为氧化分解-化学发光法(减压法)。

(硝酸态氮浓度的测定)

使用简易水分析装置(hach公司制，“dr-2700”)测定硝酸态氮浓度。作为测定用试剂，使用了硝酸盐测定试剂パウダーピローnitraver5(cat.no21061-69)。

“实施例2～7、比较例1”

除了将烯丙基硫脲的添加量如表1所示地变更以外，与实施例1同样地实施进行废水处理，测定总除氮率、总有机体除碳率和硝酸态氮浓度。结果于表1表示。

“实施例8～14、比较例2”

除了使用硝化阻碍抑制剂(三菱丽阳株式会社制，“ノンライザー(nonriser)”)作为硝化阻碍物质，并且将ノンライザー的添加量如表2所示地变更以外，与实施例1同样地实施进行废水处理，测定总除氮率、总有机体除碳率和硝酸态氮浓度。结果于表2表示。

此外，从toc分析值计算的结果，ノンライザー中含有相对于总质量为95质量％的作为硝化阻碍物质的1-脒基-2-硫脲。

[表1]

[表2]

实施例1～7与比较例1相比较，总除氮率高。此外，48小时后的过滤液中的硝酸态氮浓度低，氨的硝化被抑制。尤其，添加了0.5gm/l以上的烯丙基硫脲的实施例2～7，总除氮率更高，硝酸态氮浓度更低。

实施例8～14与比较例2相比较，总除氮率高。此外，48小时后的过滤液中的硝酸态氮浓度低，氨的硝化被抑制。尤其，添加了0.5gm/l以上的ノンライザー的实施例9～14，总除氮率更高，硝酸态氮浓度更低。