JP4876343B2

JP4876343B2 - Denitrification method and denitrification apparatus

Info

Publication number: JP4876343B2
Application number: JP2001226185A
Authority: JP
Inventors: 英斉安井; 孝明徳富; 麗今城
Original assignee: Kurita Water Industries Ltd
Current assignee: Kurita Water Industries Ltd
Priority date: 2001-07-26
Filing date: 2001-07-26
Publication date: 2012-02-15
Anticipated expiration: 2021-07-26
Also published as: JP2003033785A

Description

【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、アンモニア性窒素を含有する原水を、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒する方法及び装置に係り、特に、この方法において、脱窒槽内のｐＨ調整を容易かつ安価に行う脱窒方法及び脱窒装置に関する。
【０００２】
【従来の技術】
排液中に含まれるアンモニア性窒素は河川、湖沼及び海洋などにおける富栄養化の原因物質の一つであり、排液処理工程で効率的に除去する必要がある。一般に、排水中のアンモニア性窒素は、アンモニア性窒素をアンモニア酸化細菌により亜硝酸性窒素に酸化し、更にこの亜硝酸性窒素を亜硝酸酸化細菌により硝酸性窒素に酸化する硝化工程と、これらの亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素を従属栄養性細菌である脱窒菌により、有機物を電子供与体として利用して窒素ガスにまで分解する脱窒工程との２段階の生物反応を経て窒素ガスにまで分解される。
【０００３】
しかし、このような従来の硝化脱窒法では、脱窒工程において電子供与体としてメタノールなどの有機物を多量に必要とし、また硝化工程では多量の酸素が必要であるため、ランニングコストが高いという欠点がある。
【０００４】
これに対して、近年、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする独立栄養性微生物（自己栄養細菌）を利用し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを反応させて脱窒する方法が提案された。この方法であれば、有機物の添加は不要であるため、従属栄養性の脱窒菌を利用する方法と比べて、コストを低減することができる。また、独立栄養性の微生物は収率が低く、汚泥の発生量が従属栄養性微生物と比較すると著しく少ないので、余剰汚泥の発生量を抑えることができる。更に、従来の硝化脱窒法で観察されるＮ_２Ｏの発生がなく、環境に対する負荷を低減できるといった特長もある。
【０００５】
この独立栄養性脱窒微生物（以下「ＡＮＡＭＭＯＸ微生物」と称す場合がある。）を利用する生物脱窒プロセスは、Strous, M, et al., Appl. Microbiol. Biotechnol., 50, p.589-596 (1998) に報告されており、以下のような反応でアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が反応して窒素ガスに分解されると考えられている。
【０００６】
【化１】

【０００７】
この反応では、水素イオンが消費されるため、脱窒処理液のｐＨは増加する。一方、この脱窒反応を円滑に進行させるためには、至適ｐＨ範囲があり、通常はｐＨ６〜９、好ましくはｐＨ６．５〜７．５の範囲に制御する必要がある。ｐＨを制御しない場合には、最終的にｐＨは９．０以上に上昇し、脱窒活性は著しく低下する。このｐＨ調整には、通常、硫酸や塩酸などの無機酸が使用される。しかし、これらの酸は、（１）薬品として購入する必要があり、運転コスト上昇の一因となる、（２）脱窒槽内液のアルカリ度が低いため、厳密な薬注制御を行わないと、ｐＨが下がりすぎる場合があるなどの欠点がある。特に、ｐＨが下がり過ぎた場合には、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物が失活し、脱窒処理を行えなくなる。
【０００８】
ところで、有価物としてメタンガスを回収することができる工業的に有利なプロセスとして、有機性廃棄物の嫌気性生物処理が広く一般に行われている。
【０００９】
嫌気性生物処理では、有機物がメタンガスと炭酸ガスに分解され、多くの場合、微量の硫化水素ガスも発生する。通常は、嫌気性生物処理で発生したメタンガス、炭酸ガス及び微量の硫化水素ガスを含むバイオガスは、脱硫装置で硫化水素ガスを除去した後、ボイラ等でメタンガスをエネルギーとして回収再利用しているが、従来において、炭酸ガスを有効利用する例は殆どない。
【００１０】
ＡＮＡＭＭＯＸ微生物は、その収率が低い分、増殖速度が遅く、反応槽内に高濃度に保持することが困難であり、このために処理効率を高めることができないという問題があった。
【００１１】
一方、従属栄養性細菌である脱窒菌を利用する従来の硝化脱窒法では、原水を反応槽の下部より上向流で流入させ、菌の付着担体を用いることなく、汚泥をブロック化又は粒状化させて粒径１〜数ｍｍのグラニュール汚泥の汚泥床（スラッジブランケット）を形成させ、反応槽中に高濃度の微生物を保持して、高負荷処理を行うＵＳＢ (Upflow Sludge Bed；上向流汚泥床）方式で処理が行われている。
【００１２】
従って、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物についても、上向流反応槽やＳＢＲ（回分式反応槽）で造粒したグラニュール汚泥を用いて、ＵＳＢ方式で高負荷で生物脱窒処理を行うことが考えられる。
【００１３】
ＵＳＢ方式で処理を行う場合、造粒したグラニュール汚泥は沈降し易いため、汚泥と処理液との分離を効率的に行えるという利点があるが、一方で反応槽内において、原水と汚泥とを効率的に接触させると共に、グラニュール汚泥を適度な粒径に造粒して維持するために、反応槽内でグラニュール汚泥を十分に撹拌すると共に展開させて流動させる必要がある。このために、処理水の一部を循環水として反応槽の底部に循環させて槽内の上向流速を高めたり、また、活性汚泥による好気性処理の場合には、空気曝気による撹拌でグラニュール汚泥を撹拌、流動させている。しかしながら、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物は酸素により阻害を受けるため、活性汚泥の場合のような空気曝気を適用することはできない。
【００１４】
【発明が解決しようとする課題】
従って、本発明はｐＨ調整用の酸を用いることなく、しかも、厳密な添加制御を行うことなく、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽内を容易に好適なｐＨ範囲に調整することができる脱窒方法及び脱窒装置を提供することを目的とする。
【００１５】
本発明はまた、脱窒槽内のグラニュールを効率的に撹拌、流動させて効率的な脱窒処理を行うことができる脱窒方法及び脱窒装置を提供することを目的とする。
【００１６】
【課題を解決するための手段】
本発明（請求項１）の脱窒方法は、アンモニア性窒素を含有する原水を脱窒槽に導入し、該脱窒槽内の、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒する方法において、該脱窒槽に炭酸ガスを供給することにより、該脱窒槽内のｐＨを制御して脱窒を行うことを特徴とする。
【００１７】
炭酸ガスは下記のようにｐＨ緩衝能を有するため、ｐＨ調整用の酸として炭酸ガスを用いることにより、ｐＨが下がり過ぎることを防止して、容易に好適なｐＨ範囲に調整することができる。
【００１８】
【化２】

【００１９】
この炭酸ガスとしては、有機性廃棄物の嫌気性生物処理で発生するバイオガス中の炭酸ガスを有効利用することができ、これにより、薬品としての酸を不要として、処理コストを低減することができる。
【００２０】
しかも、バイオガスに含まれる硫化水素を脱窒槽内で吸収することができるため、脱硫装置で使用する脱硫剤の節減を図ることもできる。
【００２１】
本発明では、脱窒槽内をｐＨ６〜９に調整することが好ましい。
【００２２】
請求項４の脱窒方法は、脱窒槽が、その内部に前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグラニュールになったものを保有するものであり、脱窒処理で生成する脱窒排ガスの一部を該脱窒槽の底部へ循環供給することにより、前記脱窒微生物が表面に生物膜を形成した担体粒子又は前記グラニュールを撹拌して流動させることを特徴とするものであり、この方法であれば脱窒排ガスを用いて、脱窒槽内の表面に生物膜が形成された担体粒子又はグラニュールを効果的に撹拌して流動、展開させることができる。
【００２３】
請求項５の脱窒方法は、脱窒槽が、その内部に前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグラニュールになったものを保有するものであり、前記炭酸ガスを該脱窒槽内に散気する散気管として粗大気泡を吐出させるものを用いることにより、炭酸ガスを脱窒槽内に粗大気泡として散気し、液中への炭酸ガスの溶解効率を低下させて、炭酸ガスをｐＨ調整に必要な当量よりも過剰に該脱窒槽の底部に供給してもｐＨ調整可能とすることにより、前記脱窒微生物が表面に生物膜を形成した担体粒子又は前記グラニュールを撹拌して流動させることを特徴とするものであり、この方法によれば、バイオガス等の炭酸ガスを用いて、脱窒槽内の表面に生物膜が形成された担体粒子又はグラニュールを効果的に撹拌して流動、展開させることができる。
【００２４】
この場合において、脱窒槽内に導入されたガスのＬＶ（空塔線速度）は０．１〜１０ｍ／分であることが好ましい。
【００２５】
本発明の脱窒装置は、アンモニア性窒素を含有する原水を、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒する脱窒装置であって、前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグラニュールになったものを保有する脱窒槽と、該脱窒槽内のｐＨを測定するｐＨ測定手段と、該脱窒槽に炭酸ガスを供給する炭酸ガス供給手段と、前記ｐＨ測定手段の測定値に基づいて該炭酸ガス供給手段の炭酸ガス供給量を制御する手段と、該脱窒槽における脱窒処理で生成する脱窒ガスを脱窒槽から排出する手段と、排出された脱窒排ガスの一部を該脱窒槽の底部へ循環する手段とを備えてなることを特徴とするものである。
【００２６】
この脱窒装置であれば、バイオガス等の炭酸ガスにより脱窒槽内をｐＨ調整すると共に、脱窒排ガスを用いて、脱窒槽内の表面に生物膜が形成された担体粒子又はグラニュールを効果的に撹拌して流動、展開させることができる。
【００２７】
なお、以下において、本発明に係る脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、及び自己造粒によりグラニュールになったものをあわせて「グラニュール」と称す場合がある。
【００２８】
【発明の実施の形態】
以下に図面を参照して本発明の脱窒方法及び脱窒装置の実施の形態を詳細に説明する。
【００２９】
図１は本発明の脱窒装置の実施の形態を示す模式的な断面図である。
【００３０】
図１（ａ）の脱窒装置は、脱窒槽として、内部にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床が形成されたＵＳＢ反応槽１を有し、この反応槽１の底部に原水の流入配管２が接続されている。反応槽１の上部には気液固分離装置３が設けられ、この気液固分離装置３から、処理水の排出配管４と、処理水の一部を循環水として原水流入配管２に戻す循環配管５が引き出されている。
【００３１】
反応槽１の頂部には脱窒排ガスのガス排出管６が設けられ、このガス排出管６に分岐して、脱窒排ガスの一部を反応槽１の底部に循環させるブロワＢ_１を備えるガス循環配管７が設けられている。また、ｐＨ調整のための炭酸ガス（ＣＯ_２）を反応槽１の底部に供給するブロワＢ_２を備えるＣＯ_２ガス（バイオガスであっても良い。）供給配管８が設けられている。
【００３２】
反応槽１には、槽内液のｐＨを測定するｐＨ計９が設けられ、このｐＨ計９の測定結果に基づいて、ＣＯ_２ガス供給配管８のブロワＢ_２の作動が制御され、ＣＯ_２ガス供給量が調節されるように構成されている。
【００３３】
この脱窒装置において、原水は、配管５からの循環水と共に配管２からＵＳＢ反応槽１の底部に導入される。ＵＳＢ反応槽１に導入された原水は、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床を上向流で上昇する間に、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物により生物脱窒処理され、処理水が配管４より系外へ排出される。また、処理水の一部は配管５より原水導入配管２に循環される。
【００３４】
図１（ａ）の脱窒装置では、ｐＨ計９に連動するブロワＢ_２により配管８を経てＣＯ_２ガスが反応槽１の底部から導入され、これにより反応槽１の槽内液が所定のｐＨに調整される。
【００３５】
ＡＮＡＭＭＯＸ微生物による脱窒反応を効果的に促進させるために、反応槽１内のｐＨは６〜９、特に６．５〜７．５に制御することが好ましい。
【００３６】
また、このＣＯ_２ガスにより、反応槽１内にはＣＯ_２ガスの上昇流が形成され、この上昇流により槽内のグラニュールが撹拌、流動され、良好な造粒汚泥が形成されると共に、汚泥と原水との接触効率が高められ、効率的な脱窒処理を行える。
【００３７】
このような、汚泥の造粒を促進すると共に、汚泥と原水とを効率的に接触させるために、反応槽１内にＬＶ（ガス空塔速度）０．１〜１０ｍ／分のガスの上昇流を形成することが望ましい。従って、反応槽１内へのＣＯ_２ガスの導入は、このようなガスの上昇流が形成されるように行うことが望まれるが、ｐＨ調整用のＣＯ_２ガスのみでは、十分なガスの上昇流を形成し得ない場合には、次のような方法でガス流速を確保することが望ましい。
（１）脱窒排ガスの一部をブロワＢ_１により配管７を経て反応槽１の底部に循環させ、この循環ガスと導入されるＣＯ_２ガスとで所定のガス流速を得る。なお、この場合、脱窒排ガス中には、未溶解のＣＯ_２ガスが含まれており、このＣＯ_２ガスも循環によりｐＨ調整に寄与することとなる。
（２）ＣＯ_２ガスを窒素ガス等の酸素を含有しないガスで希釈して反応槽１に導入する。これにより、ｐＨ調整に必要なガス量が増加し、所定のガス流速を得ることができるようになる。
（３）ＣＯ_２ガスを反応槽１内に散気する散気管として粗大気泡を吐出させるものを用いる。これにより、ＣＯ_２ガスは反応槽１内に粗大気泡として散気され、液中への炭酸ガスの溶解効率が低下する。このため、ｐＨ調整に必要な当量のＣＯ_２ガス量よりも多いガス量でＣＯ_２ガスを供給してもｐＨ調整が可能となり、所定のガス流速を得ることができるようになる。
【００３８】
上記（１）〜（３）は２以上を組み合わせて採用しても良い。
【００３９】
ＣＯ_２ガスは、ｐＨ緩衝能を有し、ｐＨを大きく変動させることがないため、反応槽１内のｐＨ調整に用いるＣＯ_２ガス量では、反応槽１内に形成されるガス流速が大き過ぎることは殆どないが、ガス流速が大き過ぎる場合には、反応槽１内にＣＯ_２ガスを散気する散気管として微細気孔を吐出させるものを用い、ＣＯ_２ガスの溶解効率を高めれば良い。また、薬品としての酸を併用しても良い。
【００４０】
図１（ｂ）に示す脱窒装置は、脱窒槽として、内部に上下に開放した内管（ドラフトチューブ）１２が同軸的に配置された二重管構造のエアリフト型反応槽（ただし、エアではなくバイオガスや脱窒排ガスによりエアリフトと同様な上昇流が形成される。）１１を用いたものであり、内筒１２の下部に散気部１３を有し、内筒１２に曝気による上昇流が発生するように構成されている。この内筒１２には、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥が保持されている。
【００４１】
この脱窒装置では、嫌気性消化装置２０からのバイオガスがＣＯ_２ガスとして導入されるように構成されている。図１（ｂ）の脱窒装置のその他の構成は、図１（ａ）の脱窒装置と同様であり、同一機能を奏する部材に同一符号を付してその説明を省略する。
【００４２】
この脱窒装置において、原水は配管２より、反応槽１１の底部に導入され、散気部１３からのバイオガス及び必要に応じて循環される脱窒排ガスの曝気による上昇流で内筒２内を上向流で流れ、その間にグラニュールと接触して脱窒処理される。
【００４３】
内筒１２内の上昇流は一部が処理水として配管４より排出され、残部は内筒１２と反応槽１１の内壁との間に形成される下降部を下降し、反応槽１１の下部から導入される原水と共に循環処理される。
【００４４】
この反応槽１においても、ｐＨ計９と連動するブロワＢ_２により、槽内のｐＨが好ましくは６〜９、より好ましくは６．５〜７．５となるようにバイオガスの供給量が調整される。
【００４５】
また、このバイオガスの上昇流のみでは十分な槽内ＬＶを確保し得ない場合には、脱窒排ガスの一部を循環する等の前述の（１）〜（３）の方法により、ＬＶ０．１〜１０ｍ／分となるようにガス流速が調整される。
【００４６】
本発明において、処理対象となる原水は、アンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素を含む水であり、有機物及び有機性窒素を含むものであってもよいが、これらは脱窒処理前に予めアンモニア性窒素になる程度まで分解しておくことが好ましく、また、溶存酸素濃度が高い場合には、必要に応じて溶存酸素を除去しておくことが好ましい。原水は無機物を含んでいてもよい。また、原水はアンモニア性窒素を含む液と亜硝酸性窒素を含む液を混合したものであってもよい。例えば、アンモニア性窒素を含む排水をアンモニア酸化微生物の存在下に好気性処理を行い、アンモニア性窒素の一部、好ましくはその約１／２を亜硝酸に部分酸化したものを原水とすることができる。更には、アンモニア性窒素を含む排水の一部をアンモニア酸化微生物の存在下に好気性処理を行い、アンモニア性窒素を亜硝酸に酸化し、アンモニア性窒素を含む排水の残部と混合したものを原水としても良い。
【００４７】
一般的には、下水、し尿、嫌気性消化脱離液等のアンモニア性窒素、有機性窒素及び有機物を含む排水が処理対象となる場合が多いが、この場合、これらを好気性又は嫌気性処理して有機物を分解し、有機性窒素をアンモニア性窒素に分解し、さらに部分亜硝酸化或いは、一部についての亜硝酸化を行った液を原水とすることが好ましい。
【００４８】
原水のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素の割合はモル比でアンモニア性窒素１に対して亜硝酸性窒素０．５〜２、特に１〜１．５とするのが好ましい。原水中のアンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素の濃度はそれぞれ５〜１０００ｍｇ／Ｌ、５〜２００ｍｇ／Ｌであることが好ましいが、処理水を循環して希釈すればこの限りではない。
【００４９】
原水の生物脱窒条件としては、例えば反応槽内液の温度が１０〜４０℃、特に２０〜３５℃、溶存酸素濃度が０〜２．５ｍｇ／Ｌ、特に０〜０．２ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ濃度が０〜５０ｍｇ／Ｌ、特に０〜２０ｍｇ／Ｌ、窒素負荷が０．１〜１０ｋｇ−Ｎ／ｍ^３・ｄａｙ、特に１〜５ｋｇ−Ｎ／ｍ^３・ｄａｙの範囲とするのが好ましい。
【００５０】
グラニュール汚泥を形成する場合、微生物だけではグラニュール形成に期間を要するので、核となる物質を添加し、その核の周りにＡＮＡＭＭＯＸ微生物の生物膜を形成させることが望ましい。この場合、核として、例えば微生物グラニュールや非生物的な担体を挙げることができる。
【００５１】
核として用いられる微生物グラニュールとしては、メタン菌グラニュール等の嫌気性微生物や従属栄養性脱窒菌グラニュール等を挙げることができる。メタン菌グラニュールは、ＵＡＳＢ（Upflow Anaerobic Sludge Blanket；上向流嫌気性汚泥床）法もしくはＥＧＳＢ（Expanded Granule Sludge Bed；展開粒状汚泥床）法でメタン発酵が行われているメタン発酵槽で使用されているものを適用できる。また、従属栄養性脱窒グラニュールは、ＵＳＢ方式の通常の脱窒槽で利用されるものを適用できる。これらのグラニュールはそのままの状態で、又はその破砕物として用いることができる。独立栄養性脱窒微生物はこのような微生物グラニュールに付着しやすく、グラニュールの形成に要する時間が短縮される。また、核として非生物的な材料を用いるよりも経済的である。
【００５２】
核として用いられる非生物的な材料としては、例えば、活性炭、ゼオライト、ケイ砂、ケイソウ土、焼成セラミック、イオン交換樹脂等、好ましくは活性炭、ゼオライト等よりなる、粒径５０〜２００μｍ、好ましくは５０〜１００μｍで、平均比重１．０１〜２．５、好ましくは１．１〜２．０の担体を挙げることができる。
【００５３】
このようにして形成されるＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥は、平均粒径が０．２５〜３ｍｍ、好ましくは０．２５〜２ｍｍ、より好ましくは０．２５〜１．５ｍｍ程度、平均比重が１．０１〜２．５、好ましくは１．１〜２．０であることが望ましい。グラニュールの粒度が小さいほど比表面積が大きくなるので、高い汚泥濃度を維持し、脱窒処理を効率よく行う点で好ましい。
【００５４】
図１（ａ），（ｂ）に示す脱窒装置は、本発明の実施の形態の一例であって、本発明の要旨を超えない限り、何ら図示のものに限定されるものではない。脱窒槽の型式についても図１（ａ）に示すＵＳＢ反応槽や図１（ｂ）に示すようなエアリフト型反応槽に何ら限定ず、その他、流動床型、浮遊汚泥型、固定床型などの各種の脱窒槽を用いることができる。浮遊汚泥型の脱窒槽の場合には、脱窒槽流出液を固液分離する沈澱池等の固液分離手段が設けられる。
【００５５】
【実施例】
以下に実施例及び比較例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００５６】
実施例１
４．３ｍｍｏｌ（約６２ｍｇ−Ｎ／Ｌ）のアンモニアと５．７ｍｍｏｌの亜硝酸を含有する水を原水として図１（ａ）に示す脱窒装置により脱窒処理を行った。
【００５７】
反応槽は内径２０ｃｍ、高さ４００ｃｍ、容量１２６Ｌであり、内部にはＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を１５００ｇ−ＶＳＳ投入した。
【００５８】
原水は１２６Ｌ／ｈｒの通水量でポンプにより反応槽に通水し、処理水３０００Ｌ／ｄａｙを得、処理水の残部は原水供給側へ循環した。
【００５９】
なお、未溶解の炭酸ガスを含む脱窒排ガスの循環は行わず、全量を排出した。また、反応槽には、槽内ｐＨが６．８〜７．２になるような炭酸ガスを吹き込んだ。この炭酸ガスの吹き込みで反応槽内にはＬＶ０．２ｍ／分のガスの上昇流が形成された。
【００６０】
その結果、２ヶ月間の連続運転中、反応槽内のｐＨは６．８〜７．２の範囲に制限され、アンモニア濃度５ｍｇ−Ｎ／Ｌの良好な処理水を安定に得ることができた。
【００６１】
比較例１
実施例１において、炭酸ガスの代りに希硫酸を用いたこと以外は同様にして連続運転を行ったところ、運転開始から１ヶ月半は実施例１と同様な処理性能を得ることができたが、その直後に希硫酸が過剰投入される事故が発生し、反応槽内ｐＨは４まで低下した。その後、ｐＨを中和して原水の通水を再開したがアンモニアの除去は行えなかった。
【００６２】
実施例２
図１（ｂ）に示す脱窒装置から内筒（ドラフトチューブ）を取り外し、４．３ｍｍｏｌ（約６０ｍｇ−Ｎ／Ｌ）のアンモニアと５．７ｍｍｏｌの亜硝酸を含有する水を原水として脱窒処理を行った。
【００６３】
反応槽は内径２０ｃｍ、高さ４００ｃｍ、容量１２６Ｌであり、内部にはＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を１５００ｇ−ＶＳＳ投入した。
【００６４】
原水は１２６Ｌ／ｈｒの通水量でポンプにより反応槽に通水し、処理水３０００Ｌ／ｄａｙを得た。
【００６５】
炭酸ガス源としては、下水汚泥の嫌気性消化装置から採取したバイオガス（６０％メタンガス、３９．８％炭酸ガス、０．２％硫化水素ガス）を供給した。バイオガスの曝気には、粒径４〜５ｍｍ程度の微細気泡を発生する散気板を使用した。なお、脱窒排ガスの循環は行わなかった。
【００６６】
反応槽内のｐＨを６．８〜７．２の間に制御するためには、バイオガスを間欠的に注入する必要があった。しかし、その後ｐＨ計の出力とリンクさせてバイオガスの流量をニードルバルブで制御できるようにしたところ、バイオガスの連続曝気（流量はｐＨ計の出力に従って連続的に変化する）が可能であった。そこで、６〜８ｍｍ程度の粗大気泡を形成する多孔管に散気板を交換したところ、炭酸ガスの溶解効率が低下した。このことで、バイオガスの流量は６〜１０Ｌ／分程度と、それ以前よりも多くなったものの、流量自体を大きく変化させることなく連続曝気が可能であった。このとき、反応槽内には０．２〜０．３ｍ／分のガスの上昇流が形成された。
【００６７】
約６ヶ月の運転後には、反応槽内に微細な自己造粒汚泥の形成が認められ、粒径は次第に大きくなった。約１年を経過すると粒径の成長は１〜２ｍｍで停止した。
【００６８】
処理水のアンモニア濃度は５ｍｇ−Ｎ／Ｌで良好な処理水が得られた。また、排ガス中には硫化水素は殆ど検出されなかった。
【００６９】
実施例３
反応槽内にドラフトチューブを配置した図１（ｂ）の脱窒装置により、４．３ｍｍｏｌ（約６０ｍｇ−Ｎ／Ｌ）のアンモニアと５．７ｍｍｏｌの亜硝酸を含有する水を原水として脱窒処理を行った。
【００７０】
反応槽は内径２０ｃｍ、高さ４００ｃｍ、容量１２６Ｌであり、内部には造粒していないＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を５００ｇ−ＶＳＳ投入した。
【００７１】
原水は１２６Ｌ／ｈｒの通水量でポンプにより反応槽に通水し、処理水３０００Ｌ／ｄａｙを得た。
【００７２】
炭酸ガス源としては、下水汚泥の嫌気性消化装置から採取したバイオガス（６０％メタンガス、３９．８％炭酸ガス、０．２％硫化水素ガス）を供給した。バイオガスの曝気には、４〜５ｍｍ程度の粗大気泡を生成する多孔管を用いた。脱窒排ガスの循環を行った。
【００７３】
その結果、バイオガスの流量は６〜１０Ｌ／分程度となり、反応槽内には１〜１０ｍ／分のガス流速が形成された。運転開始から２ヶ月後には粒径が０．５〜１．５ｍｍに造粒した良好な造粒汚泥が形成され、アンモニア濃度１０ｍｇ／Ｌ以下の良好な処理水が得られた。排ガス中には硫化水素は殆ど検出されなかった。
【００７４】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の脱窒方法及び脱窒装置によれば、ｐＨ緩衝能を有する炭酸ガスを用いて、ｐＨ調整を行うことにより、脱窒槽内を容易に好適なｐＨ範囲に調整することができる。また、この炭酸ガスとして、有機性廃棄物の嫌気性生物処理で発生するバイオガスを有効利用することにより、薬品としての酸が不要となり、処理コストを低減することができる。
【００７５】
また、本発明によれば、この炭酸ガス又は脱窒排ガスの循環ガスにより、脱窒槽内のグラニュールを効果的に撹拌して流動、展開させることにより、グラニュールの造粒を促進させて、効率的な脱窒処理を行える。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の脱窒装置の実施の形態を示す模式的な断面図である。
【符号の説明】
１ＵＳＢ反応槽
３気液固分離装置
９ｐＨ計
１１反応槽
１２内筒
１３散気部
２０嫌気性消化装置[0001]
BACKGROUND OF THE INVENTION
The present invention denitrifies raw water containing ammonia nitrogen in the presence of nitrite nitrogen by the action of a denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. More particularly, the present invention relates to a denitrification method and a denitrification apparatus that perform pH adjustment in a denitrification tank easily and inexpensively.
[0002]
[Prior art]
Ammonia nitrogen contained in the effluent is one of the causative substances of eutrophication in rivers, lakes and oceans, and it is necessary to remove it efficiently in the effluent treatment process. In general, ammonia nitrogen in wastewater is oxidized by ammonia oxidizing bacteria to nitrite nitrogen, and nitrifying nitrogen is oxidized to nitrate nitrogen by nitrite oxidizing bacteria. Nitrite nitrogen and nitrate nitrogen are denitrified bacteria, which are heterotrophic bacteria, and are converted into nitrogen gas through a two-stage biological reaction with a denitrification process that decomposes organic matter into nitrogen gas using an electron donor. Disassembled.
[0003]
However, such a conventional nitrification denitrification method requires a large amount of organic matter such as methanol as an electron donor in the denitrification step, and also requires a large amount of oxygen in the nitrification step, so that the running cost is high. is there.
[0004]
In contrast, in recent years, ammonia nitrogen and nitrite nitrogen are reacted using autotrophic microorganisms (autotrophic bacteria) using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. A method of denitrifying by letting go was proposed. If this method is used, it is not necessary to add an organic substance, so that the cost can be reduced as compared with a method using heterotrophic denitrifying bacteria. Moreover, since the yield of autotrophic microorganisms is low and the amount of sludge generated is significantly less than that of heterotrophic microorganisms, the amount of surplus sludge generated can be suppressed. Furthermore, there is also a feature that there is no generation of N ₂ O observed by the conventional nitrification denitrification method, and the burden on the environment can be reduced.
[0005]
A biodenitrification process using this autotrophic denitrifying microorganism (hereinafter sometimes referred to as “ANAMMOX microorganism”) is described in Strous, M, et al., Appl. Microbiol. Biotechnol., 50, p.589- 596 (1998), and it is considered that ammonia nitrogen and nitrite nitrogen react and decompose into nitrogen gas in the following reaction.
[0006]
[Chemical 1]

[0007]
In this reaction, since hydrogen ions are consumed, the pH of the denitrification solution increases. On the other hand, in order for this denitrification reaction to proceed smoothly, there is an optimum pH range, and it is usually necessary to control the pH within the range of pH 6-9, preferably pH 6.5-7.5. If the pH is not controlled, the pH will eventually rise above 9.0 and the denitrification activity will be significantly reduced. For this pH adjustment, an inorganic acid such as sulfuric acid or hydrochloric acid is usually used. However, these acids (1) need to be purchased as chemicals and contribute to an increase in operating costs. (2) Since the alkalinity of the liquid in the denitrification tank is low, strict chemical injection control is not performed. , There is a drawback that the pH may be lowered too much. In particular, if the pH is too low, the ANAMOX microorganisms are deactivated and the denitrification treatment cannot be performed.
[0008]
By the way, an anaerobic biological treatment of organic waste is widely performed as an industrially advantageous process capable of recovering methane gas as a valuable material.
[0009]
In the anaerobic biological treatment, organic substances are decomposed into methane gas and carbon dioxide gas, and in many cases, a trace amount of hydrogen sulfide gas is also generated. Normally, biogas containing methane gas, carbon dioxide gas, and a small amount of hydrogen sulfide gas generated by anaerobic biological treatment is recovered and reused as energy from boilers, etc. after removing the hydrogen sulfide gas with a desulfurizer. However, there are few examples of effective utilization of carbon dioxide in the past.
[0010]
The ANAMMOX microorganism has a problem that the yield is low and the growth rate is slow, and it is difficult to maintain the concentration in the reaction tank at a high concentration. Therefore, the treatment efficiency cannot be increased.
[0011]
On the other hand, in the conventional nitrification denitrification method using denitrifying bacteria, which are heterotrophic bacteria, raw water is allowed to flow upward from the lower part of the reaction tank, and sludge is blocked or granulated without using a bacterial adhesion carrier. To form a sludge bed (sludge blanket) of granular sludge with a particle size of 1 to several millimeters, hold a high concentration of microorganisms in the reaction tank, and perform high load processing (Upflow Sludge Bed; upward flow (Sludge bed) method is used.
[0012]
Therefore, it is conceivable to perform biological denitrification treatment with a high load in the USB system using granulated sludge granulated in an upward flow reaction tank or SBR (batch reaction tank) for the ANAMOX microorganisms.
[0013]
When processing by the USB method, the granulated sludge is likely to settle, so there is an advantage that the sludge and the processing liquid can be separated efficiently. On the other hand, the raw water and sludge are separated in the reaction tank. In order to make contact efficiently and to granulate and maintain the granular sludge to an appropriate particle size, it is necessary to sufficiently agitate the granule sludge in the reaction tank and to develop and flow it. For this purpose, a part of the treated water is circulated as circulating water to the bottom of the reaction tank to increase the upward flow velocity in the tank, and in the case of aerobic treatment with activated sludge, the agitation is performed by aeration with air aeration. The sludge is stirred and fluidized. However, since ANAMMOX microorganisms are inhibited by oxygen, air aeration as in the case of activated sludge cannot be applied.
[0014]
[Problems to be solved by the invention]
Therefore, the present invention provides a denitrification method and a denitrification apparatus that can easily adjust the inside of the ANAMMOX denitrification tank to a suitable pH range without using an acid for pH adjustment and without strictly controlling addition. The purpose is to provide.
[0015]
Another object of the present invention is to provide a denitrification method and a denitrification apparatus that can efficiently stir and flow the granules in the denitrification tank to perform an efficient denitrification treatment.
[0016]
[Means for Solving the Problems]
In the denitrification method of the present invention (Claim 1), raw water containing ammonia nitrogen is introduced into a denitrification tank, ammonia nitrogen is used as an electron donor in the denitrification tank, and nitrite nitrogen is used as an electron acceptor. In the method of denitrifying in the presence of nitrite nitrogen by the action of denitrifying microorganisms, denitrification is performed by supplying carbon dioxide gas to the denitrification tank to control the pH in the denitrification tank. It is characterized by.
[0017]
Since carbon dioxide has a pH buffering ability as described below, by using carbon dioxide as an acid for pH adjustment, it is possible to prevent the pH from being lowered excessively and easily adjust to a suitable pH range.
[0018]
[Chemical formula 2]

[0019]
As this carbon dioxide, carbon dioxide in biogas generated by anaerobic biological treatment of organic waste can be used effectively, thereby eliminating the need for acid as a chemical and reducing the processing cost. it can.
[0020]
In addition, since hydrogen sulfide contained in biogas can be absorbed in the denitrification tank, it is possible to save the desulfurization agent used in the desulfurization apparatus.
[0021]
In the present invention, the inside of the denitrification tank is preferably adjusted to pH 6-9.
[0022]
The denitrification method according to claim 4 has a denitrification tank in which the denitrification microorganisms have formed a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganisms are granulated by self-granulation. A part of the denitrification exhaust gas generated by the denitrification treatment is circulated and supplied to the bottom of the denitrification tank, whereby the denitrifying microorganisms agitate the carrier particles or the granules having a biofilm formed on the surface. In this method, the denitrification exhaust gas is used to effectively agitate the carrier particles or granules having a biofilm formed on the surface in the denitrification tank and flow. , Can be deployed.
[0023]
The denitrification method according to claim 5 has a denitrification tank in which the denitrification microorganisms form a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganisms are granulated by self-granulation. The carbon dioxide gas is diffused as coarse bubbles into the denitrification tank by using a tube that discharges coarse bubbles as an aeration pipe for diffusing the carbon dioxide gas into the denitrification tank. By reducing the dissolution efficiency of the gas and allowing the pH to be adjusted even if carbon dioxide is supplied to the bottom of the denitrification tank in excess of the equivalent amount required for pH adjustment , the denitrifying microorganisms can form a biofilm on the surface. The formed carrier particles or the granules are stirred and flowed. According to this method, a biofilm is formed on the surface in the denitrification tank using carbon dioxide such as biogas. Carrier particles or granules Effectively agitated to flow, it may be deployed.
[0024]
In this case, the LV (empty linear velocity) of the gas introduced into the denitrification tank is preferably 0.1 to 10 m / min.
[0025]
The denitrification apparatus of the present invention is a method in which the raw water containing ammonia nitrogen is treated in the presence of nitrite nitrogen by the action of a denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. A denitrification apparatus for denitrification, wherein the denitrification microorganisms form a biofilm on the surface of carrier particles, or a denitrification tank holding the denitrification microorganisms granulated by self-granulation, PH measuring means for measuring the pH in the denitrification tank, carbon dioxide supply means for supplying carbon dioxide gas to the denitrification tank, and the carbon dioxide supply amount of the carbon dioxide supply means based on the measured value of the pH measurement means Means for controlling, means for discharging the denitrification gas generated by the denitrification treatment in the denitrification tank, and means for circulating a part of the discharged denitrification exhaust gas to the bottom of the denitrification tank It is characterized by.
[0026]
With this denitrification device, the pH of the denitrification tank is adjusted with carbon dioxide gas such as biogas, and the denitrification exhaust gas is used to effect carrier particles or granules having a biofilm formed on the surface of the denitrification tank. It can be stirred and fluidized and developed.
[0027]
In the following, the denitrification microorganism according to the present invention in which a biofilm is formed on the surface of the carrier particles and the granule formed by self-granulation may be collectively referred to as “granule”.
[0028]
DETAILED DESCRIPTION OF THE INVENTION
Embodiments of a denitrification method and a denitrification apparatus of the present invention will be described below in detail with reference to the drawings.
[0029]
FIG. 1 is a schematic cross-sectional view showing an embodiment of the denitrification apparatus of the present invention.
[0030]
The denitrification apparatus of FIG. 1 (a) has a USB reaction tank 1 in which a granular sludge bed of ANAMOX microorganisms is formed as a denitrification tank, and a raw water inflow pipe 2 is connected to the bottom of the reaction tank 1. Has been. A gas-liquid solid separation device 3 is provided at the upper part of the reaction tank 1, and the gas-liquid solid separation device 3 circulates the treated water discharge pipe 4 and a part of the treated water returning to the raw water inflow pipe 2 as circulating water. The pipe 5 is drawn out.
[0031]
A gas discharge pipe 6 for denitrification exhaust gas is provided at the top of the reaction tank 1, and a gas provided with a blower B ₁ that branches to the gas discharge pipe 6 and circulates a part of the denitrification exhaust gas to the bottom of the reaction tank 1. A circulation pipe 7 is provided. In addition, a CO ₂ gas (may be biogas) supply pipe 8 including a blower B ₂ for supplying carbon dioxide gas (CO ₂ ) for pH adjustment to the bottom of the reaction tank 1 is provided.
[0032]
The reaction tank 1 is provided with a pH meter 9 for measuring the pH of the liquid in the tank. Based on the measurement result of the pH meter 9, the operation of the blower B ₂ of the CO ₂ gas supply pipe 8 is controlled, and CO ₂ The gas supply amount is adjusted.
[0033]
In this denitrification apparatus, raw water is introduced into the bottom of the USB reaction tank 1 from the pipe 2 together with the circulating water from the pipe 5. The raw water introduced into the USB reaction tank 1 is biologically denitrified by the ANAMOX microorganisms while rising upward in the granulated sludge bed of the ANAMOX microorganisms, and the treated water is discharged out of the system through the pipe 4. A part of the treated water is circulated from the pipe 5 to the raw water introduction pipe 2.
[0034]
In the denitrification apparatus of FIG. 1 (a), CO ₂ gas is introduced from the bottom of the reaction tank 1 through a pipe 8 by a blower B ₂ interlocked with a pH meter 9, whereby the liquid in the tank of the reaction tank 1 is predetermined. Adjusted to pH.
[0035]
In order to effectively promote the denitrification reaction by the ANAMOX microorganism, the pH in the reaction tank 1 is preferably controlled to 6 to 9, particularly 6.5 to 7.5.
[0036]
In addition, the CO ₂ gas forms an upward flow of CO ₂ gas in the reaction tank 1, and the granules in the tank are stirred and flowed by the upward flow to form a good granulated sludge. The contact efficiency between sludge and raw water is increased, and efficient denitrification treatment can be performed.
[0037]
In order to promote the sludge granulation and efficiently bring the sludge into contact with the raw water, an upward flow of gas in the reaction tank 1 is LV (gas superficial velocity) 0.1 to 10 m / min. It is desirable to form. Therefore, it is desirable to introduce the CO ₂ gas into the reaction tank 1 so that such an upward flow of gas is formed. However, if only the CO ₂ gas for pH adjustment is used, the gas is sufficiently increased. When the flow cannot be formed, it is desirable to secure the gas flow rate by the following method.
(1) A part of the denitrification exhaust gas is circulated to the bottom of the reaction tank 1 through the pipe 7 by the blower B _1, and a predetermined gas flow rate is obtained from this circulating gas and the introduced CO ₂ gas. In this case, the denitrification exhaust gas contains undissolved CO ₂ gas, and this CO ₂ gas also contributes to pH adjustment by circulation.
(2) The CO ₂ gas is diluted with a gas not containing oxygen such as nitrogen gas and introduced into the reaction vessel 1. Thereby, the amount of gas required for pH adjustment increases, and a predetermined gas flow rate can be obtained.
(3) A diffuser tube that diffuses CO ₂ gas into the reaction tank 1 is used to discharge coarse bubbles. Thus, CO ₂ gas is air diffuser as coarse bubbles in the reaction vessel 1, decreases the dissolution efficiency of carbon dioxide gas into the liquid. For this reason, even if CO ₂ gas is supplied in an amount larger than the equivalent amount of CO ₂ gas necessary for pH adjustment, pH adjustment is possible, and a predetermined gas flow rate can be obtained.
[0038]
The above (1) to (3) may be used in combination of two or more.
[0039]
Since CO ₂ gas has a pH buffering capacity and does not greatly change the pH, the gas flow rate formed in the reaction tank 1 is too large with the amount of CO ₂ gas used for pH adjustment in the reaction tank 1. However, if the gas flow rate is too _{high, a} gas diffusion tube that diffuses CO ₂ gas into the reaction tank 1 is used to discharge fine pores, and the CO ₂ gas dissolution efficiency may be increased. Moreover, you may use together the acid as a chemical | medical agent.
[0040]
The denitrification apparatus shown in FIG. 1 (b) is an air lift type reaction tank having a double pipe structure in which an inner pipe (draft tube) 12 opened vertically is coaxially disposed as a denitrification tank (however, in the case of air) And an upward flow similar to that of an air lift is formed by biogas or denitrified exhaust gas.) 11 is used, and has an air diffuser 13 at the lower portion of the inner cylinder 12, and the upward flow caused by aeration in the inner cylinder 12 Is configured to occur. The inner cylinder 12 holds granulated sludge of the ANAMOX microorganisms.
[0041]
In this denitrification apparatus, the biogas from the anaerobic digester 20 is introduced as CO ₂ gas. The other structure of the denitrification apparatus of FIG.1 (b) is the same as that of the denitrification apparatus of FIG.1 (a), attaches | subjects the same code | symbol to the member which show | plays the same function, and abbreviate | omits the description.
[0042]
In this denitrification apparatus, the raw water is introduced into the bottom of the reaction tank 11 through the pipe 2 and the inside of the inner cylinder 2 by the upward flow caused by aeration of the biogas from the aeration unit 13 and the denitrification exhaust gas circulated as necessary. In the meantime, it is denitrified in contact with the granules.
[0043]
A part of the upward flow in the inner cylinder 12 is discharged from the pipe 4 as treated water, and the remaining part descends a descending part formed between the inner cylinder 12 and the inner wall of the reaction tank 11, from the lower part of the reaction tank 11. It is circulated along with the raw water introduced.
[0044]
Also in this reaction tank 1, the supply amount of the biogas is adjusted by the blower B ₂ interlocked with the pH meter 9 so that the pH in the tank is preferably 6 to 9, more preferably 6.5 to 7.5. Is done.
[0045]
Further, when sufficient LV in the tank cannot be ensured only by the upward flow of this biogas, the LV 0 .. is obtained by the above-described methods (1) to (3) such as circulating a part of the denitrification exhaust gas. The gas flow rate is adjusted to 1 to 10 m / min.
[0046]
In the present invention, raw water to be treated is water containing ammonia nitrogen and nitrite nitrogen, and may contain organic matter and organic nitrogen, but these are previously ammoniacal before denitrification treatment. It is preferable to decompose until it becomes nitrogen, and when the dissolved oxygen concentration is high, it is preferable to remove the dissolved oxygen as necessary. The raw water may contain an inorganic substance. The raw water may be a mixture of a liquid containing ammonia nitrogen and a liquid containing nitrite nitrogen. For example, wastewater containing ammonia nitrogen is subjected to aerobic treatment in the presence of ammonia oxidizing microorganisms, and a portion of ammonia nitrogen, preferably about 1/2 of which is partially oxidized to nitrous acid, is used as raw water. it can. Furthermore, a portion of the wastewater containing ammonia nitrogen is subjected to aerobic treatment in the presence of ammonia oxidizing microorganisms, the ammonia nitrogen is oxidized to nitrous acid and mixed with the remainder of the waste water containing ammonia nitrogen. It is also good.
[0047]
In general, wastewater containing ammonia nitrogen, organic nitrogen and organic matter such as sewage, human waste, anaerobic digestion and desorption liquid is often treated. In this case, these are treated aerobically or anaerobically. Thus, it is preferable to use a liquid obtained by decomposing organic matter, decomposing organic nitrogen into ammonia nitrogen, and further performing partial nitritation or partial nitritation.
[0048]
The ratio of ammonia nitrogen to nitrite nitrogen in the raw water is preferably 0.5 to 2, particularly 1 to 1.5, with respect to ammonia nitrogen 1 in terms of molar ratio. The concentrations of ammonia nitrogen and nitrite nitrogen in the raw water are preferably 5 to 1000 mg / L and 5 to 200 mg / L, respectively, but this is not limited as long as the treated water is circulated and diluted.
[0049]
Examples of the biological denitrification conditions of the raw water include, for example, a temperature in the reaction vessel of 10 to 40 ° C., particularly 20 to 35 ° C., and a dissolved oxygen concentration of 0 to 2.5 mg / L, particularly 0 to 0.2 mg / L, BOD. It is preferable that the concentration is 0 to 50 mg / L, particularly 0 to 20 mg / L, and the nitrogen load is 0.1 to 10 kg-N / m ³ · day, particularly 1 to 5 kg-N / m ³ · day.
[0050]
When granule sludge is formed, it takes a period of time to form granules only with microorganisms. Therefore, it is desirable to add a substance serving as a nucleus and form a biofilm of ANAMOX microorganisms around the nucleus. In this case, examples of the nucleus include microbial granules and abiotic carriers.
[0051]
Examples of the microorganism granules used as the nucleus include anaerobic microorganisms such as methane bacteria granules and heterotrophic denitrifying bacteria granules. Methane granule is used in methane fermentation tanks where methane fermentation is performed by UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) method or EGSB (Expanded Granule Sludge Bed) method You can apply what you have. The heterotrophic denitrification granules can be those used in a normal USB denitrification tank. These granules can be used as they are or as crushed materials thereof. Autotrophic denitrifying microorganisms are likely to adhere to such microbial granules, and the time required for granule formation is shortened. It is also more economical than using abiotic materials as the core.
[0052]
Examples of the abiotic material used as the core include activated carbon, zeolite, silica sand, diatomaceous earth, fired ceramic, ion exchange resin, and the like, preferably made of activated carbon, zeolite, and the like, and a particle size of 50 to 200 μm, preferably 50. A carrier having an average specific gravity of 1.01 to 2.5, preferably 1.1 to 2.0, can be mentioned.
[0053]
The granulated sludge of the ANAMOX microorganism thus formed has an average particle size of 0.25 to 3 mm, preferably 0.25 to 2 mm, more preferably about 0.25 to 1.5 mm, and an average specific gravity of 1. It is desirable that it is 01 to 2.5, preferably 1.1 to 2.0. The smaller the granule particle size, the larger the specific surface area, which is preferable in that a high sludge concentration is maintained and denitrification is efficiently performed.
[0054]
The denitrification apparatus shown in FIGS. 1 (a) and 1 (b) is an example of an embodiment of the present invention, and is not limited to the illustrated one as long as the gist of the present invention is not exceeded. The type of denitrification tank is not limited to the USB reaction tank shown in FIG. 1 (a) or the air lift type reaction tank as shown in FIG. 1 (b). In addition, a fluidized bed type, floating sludge type, fixed bed type, etc. Various denitrification tanks can be used. In the case of a floating sludge type denitrification tank, solid-liquid separation means such as a sedimentation basin for solid-liquid separation of the denitrification tank effluent is provided.
[0055]
【Example】
Hereinafter, the present invention will be described more specifically with reference to Examples and Comparative Examples.
[0056]
Example 1
Denitrification treatment was performed by a denitrification apparatus shown in FIG. 1A using water containing 4.3 mmol (about 62 mg-N / L) ammonia and 5.7 mmol nitrous acid as raw water.
[0057]
The reaction tank had an inner diameter of 20 cm, a height of 400 cm, and a capacity of 126 L. Inside, 1500 g-VSS of granulated sludge of ANAMOX microorganisms was charged.
[0058]
The raw water was passed through the reaction tank by a pump at a flow rate of 126 L / hr to obtain 3000 L / day of treated water, and the remainder of the treated water was circulated to the raw water supply side.
[0059]
Note that the denitrification exhaust gas containing undissolved carbon dioxide was not circulated, and the entire amount was discharged. Further, carbon dioxide gas was blown into the reaction tank so that the pH in the tank was 6.8 to 7.2. By this blowing of carbon dioxide gas, an upward flow of gas of LV 0.2 m / min was formed in the reaction tank.
[0060]
As a result, during continuous operation for two months, the pH in the reaction vessel was limited to a range of 6.8 to 7.2, and good treated water having an ammonia concentration of 5 mg-N / L could be stably obtained. .
[0061]
Comparative Example 1
In Example 1, continuous operation was performed in the same manner except that dilute sulfuric acid was used in place of carbon dioxide gas, and the same processing performance as in Example 1 could be obtained for one and a half months from the start of operation. Immediately thereafter, an accident in which dilute sulfuric acid was excessively introduced occurred, and the pH in the reaction tank was lowered to 4. Thereafter, the pH was neutralized and water flow was resumed, but ammonia could not be removed.
[0062]
Example 2
The inner cylinder (draft tube) is removed from the denitrification apparatus shown in FIG. 1B, and denitrification treatment is performed using water containing 4.3 mmol (about 60 mg-N / L) ammonia and 5.7 mmol nitrous acid as raw water. Went.
[0063]
The reaction tank had an inner diameter of 20 cm, a height of 400 cm, and a capacity of 126 L. Inside, 1500 g-VSS of granulated sludge of ANAMOX microorganisms was charged.
[0064]
The raw water was passed through the reaction vessel with a pump at a flow rate of 126 L / hr to obtain treated water of 3000 L / day.
[0065]
As a carbon dioxide gas source, biogas (60% methane gas, 39.8% carbon dioxide gas, 0.2% hydrogen sulfide gas) collected from an anaerobic digester of sewage sludge was supplied. For aeration of biogas, a diffuser plate that generates fine bubbles having a particle size of about 4 to 5 mm was used. The denitrification exhaust gas was not circulated.
[0066]
In order to control the pH in the reaction tank between 6.8 and 7.2, it was necessary to inject biogas intermittently. However, when the biogas flow rate was controlled with a needle valve after linking with the output of the pH meter, continuous biogas aeration (the flow rate changed continuously according to the pH meter output) was possible. . Therefore, when the diffuser plate was replaced with a porous tube that formed coarse bubbles of about 6 to 8 mm, the dissolution efficiency of carbon dioxide gas decreased. Thus, although the flow rate of biogas was about 6 to 10 L / min, which was higher than before, continuous aeration was possible without greatly changing the flow rate itself. At this time, an upward flow of gas of 0.2 to 0.3 m / min was formed in the reaction vessel.
[0067]
After about 6 months of operation, the formation of fine self-granulating sludge was recognized in the reaction tank, and the particle size gradually increased. After about 1 year, the growth of particle size stopped at 1-2 mm.
[0068]
The ammonia concentration of the treated water was 5 mg-N / L, and good treated water was obtained. Further, almost no hydrogen sulfide was detected in the exhaust gas.
[0069]
Example 3
Using the denitrification apparatus of FIG. 1 (b) in which a draft tube is arranged in the reaction tank, denitrification treatment is performed using water containing 4.3 mmol (about 60 mg-N / L) ammonia and 5.7 mmol nitrous acid as raw water. Went.
[0070]
The reaction tank had an inner diameter of 20 cm, a height of 400 cm, and a capacity of 126 L, and 500 g-VSS of granulated sludge of ANAMMOX microorganisms that had not been granulated was charged therein.
[0071]
The raw water was passed through the reaction vessel with a pump at a flow rate of 126 L / hr to obtain treated water of 3000 L / day.
[0072]
As a carbon dioxide gas source, biogas (60% methane gas, 39.8% carbon dioxide gas, 0.2% hydrogen sulfide gas) collected from an anaerobic digester of sewage sludge was supplied. For aeration of the biogas, a porous tube that generates coarse bubbles of about 4 to 5 mm was used. The denitrification exhaust gas was circulated.
[0073]
As a result, the flow rate of biogas was about 6 to 10 L / min, and a gas flow rate of 1 to 10 m / min was formed in the reaction vessel. Two months after the start of operation, a good granulated sludge having a particle size of 0.5 to 1.5 mm was formed, and good treated water having an ammonia concentration of 10 mg / L or less was obtained. Almost no hydrogen sulfide was detected in the exhaust gas.
[0074]
【Effect of the invention】
As described above in detail, according to the denitrification method and the denitrification apparatus of the present invention, the inside of the denitrification tank is easily adjusted to a suitable pH range by adjusting pH using carbon dioxide gas having pH buffering ability. can do. Further, by effectively using biogas generated in the anaerobic biological treatment of organic waste as the carbon dioxide gas, no acid as a chemical is required, and the treatment cost can be reduced.
[0075]
In addition, according to the present invention, granulation of granules is promoted by effectively stirring and flowing the granules in the denitrification tank with the circulating gas of the carbon dioxide gas or the denitrification exhaust gas, Efficient denitrification treatment can be performed.
[Brief description of the drawings]
FIG. 1 is a schematic cross-sectional view showing an embodiment of a denitrification apparatus of the present invention.
[Explanation of symbols]
DESCRIPTION OF SYMBOLS 1 USB reaction tank 3 Gas-liquid solid-separation apparatus 9 pH meter 11 Reaction tank 12 Inner cylinder 13 Aeration part 20 Anaerobic digestion apparatus

Claims

Raw water containing ammonia nitrogen is introduced into a denitrification tank, and nitrite nitrogen is produced by the action of a denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor in the denitrification tank. In the method of denitrification in the presence of
A denitrification method, wherein denitrification is performed by controlling the pH in the denitrification tank by supplying carbon dioxide gas to the denitrification tank.

The denitrification method according to claim 1, wherein at least a part of the carbon dioxide gas supplied to the denitrification tank is a biogas containing carbon dioxide gas generated by anaerobic biological treatment of organic waste.

The denitrification method according to claim 1 or 2, wherein the pH in the denitrification tank is controlled to 6-9.

The denitrification tank has a denitrifying microorganism in which a biofilm is formed on the surface of carrier particles, or the denitrifying microorganism is granulated by self-granulation,
A part of the denitrification exhaust gas generated by the denitrification treatment is circulated and supplied to the bottom of the denitrification tank, whereby the denitrification microorganisms agitate and flow the carrier particles or the granules having a biofilm formed on the surface. The denitrification method according to any one of claims 1 to 3, wherein:

The denitrification tank has a denitrifying microorganism in which a biofilm is formed on the surface of carrier particles, or the denitrifying microorganism is granulated by self-granulation,
By using an air diffuser that diffuses carbon dioxide into the denitrification tank, which discharges coarse bubbles, the carbon dioxide gas is diffused into the denitrification tank as coarse bubbles, and the dissolution efficiency of carbon dioxide in the liquid is increased. By reducing the carbon dioxide gas even if it is supplied to the bottom of the denitrification tank in excess of an equivalent amount necessary for pH adjustment , the denitrifying microorganisms can form carrier particles having a biofilm formed on the surface or The denitrification method according to any one of claims 1 to 3, wherein the granule is stirred and fluidized.

The denitrification method according to claim 4 or 5, wherein an LV of the gas introduced into the denitrification tank is 0.1 to 10 m / min.

A denitrification device that denitrifies raw water containing ammonia nitrogen in the presence of nitrite nitrogen by the action of a denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. There,
A denitrification tank in which the denitrifying microorganisms form a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrifying microorganisms are granulated by self-granulation;
PH measuring means for measuring pH in the denitrification tank;
Carbon dioxide supply means for supplying carbon dioxide to the denitrification tank;
Means for controlling the carbon dioxide supply amount of the carbon dioxide supply means based on the measurement value of the pH measurement means;
Means for discharging the denitrification gas generated by the denitrification treatment in the denitrification tank from the denitrification tank;
And a means for circulating a part of the discharged denitrification exhaust gas to the bottom of the denitrification tank.