JP4915036B2

JP4915036B2 - Denitrification method and denitrification apparatus

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Publication number: JP4915036B2
Application number: JP2001232061A
Authority: JP
Inventors: 元之依田; 麗今城; 孝明徳富
Original assignee: Kurita Water Industries Ltd
Current assignee: Kurita Water Industries Ltd
Priority date: 2001-07-31
Filing date: 2001-07-31
Publication date: 2012-04-11
Anticipated expiration: 2021-07-31
Also published as: JP2003039093A

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独立栄養性脱窒微生物により亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する方法及び装置に係り、特に、この独立栄養性脱窒微生物を含むグラニュール汚泥を保有する脱窒槽に原水を通水して安定かつ効率的な脱窒処理を行う方法及び装置に関する。
【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】
しかし、上記生物脱窒法では、反応に関与するＡＮＡＭＭＯＸ微生物がその収率が低い分、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。
【０００８】
ところで、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。
【０００９】
【発明が解決しようとする課題】
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が、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物は、独立栄養性であるために、増殖速度が小さく、粘質物（菌体外ポリマー）の産出量が少なく、このために形成されるグラニュール汚泥の強度が弱く、ガスの発生による汚泥床内の攪拌や原水の上昇水流による攪乱等によりグラニュール汚泥が崩壊し易い。このため、反応槽内にグラニュール汚泥を安定的に保持し得ないという欠点があった。
【００１０】
ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥の強度を上げるために、ＢＯＤ源を少量添加して他の従属栄養性微生物をグラニュール汚泥に付着させて増殖させることも考えられるが、この方法は、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の生育環境を劣化させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の活性低下を引き起こす可能性があり、好ましい方法とは言えない。
【００１１】
また、グラニュール汚泥を用いた生物脱窒処理では、グラニュール汚泥の粒径が増大するに従って、内部の微生物が失活して空洞を生じたグラニュール汚泥が、反応で発生するガスにより浮上し、著しい場合には反応槽から流出する問題もある。
【００１２】
このようなことから、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物を利用したＵＳＢ方式にて安定かつ効率的な脱窒処理を行うためには、グラニュール汚泥の強度を維持しながら安定的に汚泥を増殖させる必要があり、また浮上汚泥発生の原因となるグラニュール内部の空洞の形成を予防する必要がある。
【００１３】
本発明は上記従来の問題点を解決し、反応槽内にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を保持して生物脱窒処理を行うに当たり、グラニュール汚泥の強度を維持して安定的に増殖させると共に、グラニュール内部の空洞の形成を防止して汚泥の浮上を防止し、安定かつ効率的な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。
【００１４】
【課題を解決するための手段】
本発明の脱窒方法は、アンモニア性窒素を含む原水を、脱窒槽に供給し、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処理する脱窒方法において、該脱窒槽は、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反応槽内に保有するものであり、複数の該反応槽が直列に配置されており、第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水し、第２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理水と第１段目の反応槽の原水に残部がある場合の残部を通水し、第２段目の反応槽の汚泥を第１段目の反応槽に移送する脱窒方法であって、第２段目の反応槽に、第１段目の反応槽よりも低い汚泥負荷で通水し、第２段目の反応槽の汚泥負荷をＮＨ _４ −Ｎ負荷として０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下とすることを特徴とする。
【００１５】
本発明の脱窒装置は、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を保有し、アンモニア性窒素を含む原水を亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒槽を有する脱窒装置において、該脱窒槽は、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反応槽内に保有するものであり、複数の該反応槽が直列に配置されており、第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水する手段と、第２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理水と第１段目の反応槽の原水に残部がある場合の残部を通水する手段と、第２段目の反応槽の汚泥を第１段目の反応槽に移送する手段とを備えてなる脱窒装置であって、第２段目の反応槽は、第１段目の反応槽よりも低い汚泥負荷で通水され、第２段目の反応槽の汚泥負荷がＮＨ _４ −Ｎ負荷として０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下とされることを特徴とする。
【００１６】
なお、以下において、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、及びＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒により形成されたグラニュールを「グラニュール」と総称する。
【００１７】
本発明では、反応槽を２槽以上、例えば２槽直列に配置して第１段目の反応槽を高い汚泥負荷で運転することにより、グラニュールの内部にまで基質を十分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作用を高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成する。
【００１８】
第１段目の反応槽では、このように高い汚泥負荷とすることで、ガス発生量が多くなり、流出部における固液分離性が悪くなるため、例えば反応槽上部に従来のＵＳＢ型嫌気処理装置にみられるようなＧＳＳ、即ち気液固分離装置を設置しても、汚泥の流出は避けられない。従って、第二段目の反応槽では、第１段目の反応槽から流出した汚泥の固液分離に重点を置き、第２段目の反応槽の処理水中に流出した汚泥を捕捉する。
【００１９】
この第２段目の反応槽では、第１段目の反応槽の処理水を通水するため、汚泥負荷が低くなり、残留基質濃度も低いため、ガスの発生量は少なく、固液分離が容易となる。なお、第２段目の反応槽の負荷が低過ぎる場合、第２段目の反応槽の活性低下が問題となるため、このような場合には、原水の一部を第１段目の反応槽をバイパスさせて第２段目の反応槽に直接導入することで第２段目の反応槽の負荷を調整する。
【００２０】
また、第１段目の反応槽からは汚泥が流出し、これが第２段目の反応槽で捕捉されるが、この第２段目の反応槽からは、適宜第１段目の反応槽に汚泥を返送する。即ち、第１段目の反応槽から流出する汚泥は、高負荷運転で発生したガスにより汚泥床内で撹拌されることによって生じたグラニュールの微小破片であるため、このような粒径の小さいグラニュールを第１段目の反応槽に返送することにより、第１段目の反応槽のグラニュールの平均粒径を小さくし、グラニュールの肥大化及びそれによる浮上を防止することもできる。
【００２１】
本発明において、第１段目の反応槽の汚泥負荷はＮＨ_４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの比較的高い負荷とし、第２段目の反応槽の汚泥負荷は、ＮＨ_４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、特に０．０５〜０．１５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低負荷とするのが好ましい。
【００２２】
【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。
【００２３】
図１は、本発明の脱窒装置の実施の形態を示す系統図である。
【００２４】
この脱窒装置では、ＵＡＳＢ反応槽が２槽直列に設けられている。
【００２５】
第１段目のＵＳＢ反応槽１は、内部にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床２が形成され、底部に原水の流入配管３が接続されている。反応槽１の上部にはＧＳＳ（気液固分離装置）４が設けられ、このＧＳＳ４から、処理水の移送配管５と処理水の一部を循環水として原水流入配管３に戻す循環配管６が引き出されている。処理水の移送配管５は、第２段目のＵＳＢ反応槽１１の流入配管１３に連結されている。
【００２６】
第２段目のＵＳＢ反応槽１１は、第１段目のＵＳＢ反応槽１と同様に、内部にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床１２が形成され、底部に被処理液の流入配管１３が接続され、上部にＧＳＳ１４が設けられている。このＧＳＳ１４から処理水の排出配管１５と処理水の一部を循環水として流入配管１３に戻す循環配管１６が引き出されている。
【００２７】
原水を第１段目のＵＳＢ反応槽１に導入する流入配管１３からは、原水の一部を必要に応じて直接第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入するためのバイパス配管１７が分岐している。
【００２８】
また、第２段目のＵＳＢ反応槽１１のグラニュール汚泥床１２から、第１段目のＵＳＢ反応槽１のグラニュール汚泥床２に汚泥を移送するための移送配管１８が設けられている。
【００２９】
原水は、配管６からの循環水と共に配管３から第１段目の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２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、処理水は配管５より排出され、処理水の一部は配管６より原水流入配管３に循環される。配管５より排出された第１段目のＵＳＢ反応槽１の処理水は、次いで配管１６からの循環水と共に導入配管１３より第２段目のＵＳＢ反応槽１１の底部に導入され、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床１２を上向流で上昇し、その間に更に生物脱窒処理され、処理水は配管１５より系外へ排出される。また、処理水の一部は配管１６より導入配管１３に循環される。
【００３０】
第１段目のＵＳＢ反応槽１では、比較的高い負荷で処理を行って、グラニュールの内部にまで基質を十分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作用を高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成する。
【００３１】
このために、第１段目のＵＳＢ反応槽１では、ＮＨ_４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの汚泥負荷となるように通水し、第１段目のＵＳＢ反応槽１の処理水中に残留する基質濃度を、アンモニア性窒素濃度及び亜硝酸性窒素濃度のいずれかが１０〜１８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度、より好ましくは２０〜１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ、特に３０〜７０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度となるようにするのが好ましい。
【００３２】
汚泥負荷が上記範囲よりも低いと十分な強度のグラニュールを形成し得ず、グラニュールの破壊が生じたり、また、グラニュール内部に微生物の失活による空洞が生じ易い。汚泥負荷が上記範囲よりも高いと過負荷となり、好ましくない。特に、第１段目のＵＳＢ反応槽１の処理水中に残留するアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素のいずれかの濃度が２００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となると阻害作用が現れるため、この濃度は２００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とすることが好ましく、特に、亜硝酸性窒素については、１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下となるように制御することが好ましい。
【００３３】
一方、第２段目のＵＳＢ反応槽１１では、第１段目のＵＳＢ反応槽１よりも低い汚泥負荷で通水することにより、第１段目のＵＳＢ反応槽１から流出したグラニュールを捕捉する。従って、この第２段目のＵＳＢ反応槽１１では、ＮＨ_４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、好ましくは０．０５〜０．１５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低い汚泥負荷とする。第２段目のＵＳＢ反応槽１１の汚泥負荷が０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙを超えると、この第２段目のＵＳＢ反応槽１１からもグラニュールが流出する恐れがあり、また、処理水の水質も悪化し好ましくない。
【００３４】
なお、第２段目のＵＳＢ反応槽１１には、第１段目のＵＳＢ反応槽１で脱窒処理された処理水が導入されるため、基質が不足する場合がある。従って、このような場合には、必要に応じて、原水の一部をバイパス配管１７から直接第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入し、第２段目のＵＳＢ反応槽１１で不足する基質を補うことができる。
【００３５】
また、移送配管１８より、適宜第２段目のＵＳＢ反応槽１１から第１段目のＵＳＢ反応槽１にグラニュールを返送する。即ち、第１段目のＵＳＢ反応層１から流出するグラニュールは、高負荷運転で発生したガスによりグラニュール汚泥床２内で撹拌されることによって生じたグラニュールの微小破片であるため、このような粒径の小さいグラニュールを第１段目のＵＳＢ反応槽１に返送することにより、第１段目のＵＳＢ反応槽１のグラニュールの平均粒径を小さくし、グラニュールの肥大化及びそれによる浮上を防止することができ、好ましい。
【００３６】
なお、第１段目のＵＳＢ反応槽１と第２段目のＵＳＢ反応槽１１とは、必ずしも同等の容積である必要はなく、第２段目のＵＳＢ反応槽１１は第１段目のＵＳＢ反応槽１よりも小容量のものとしても良い。また、第１段目のＵＳＢ反応槽１と第２段目のＵＳＢ反応槽１１とは平面的に２槽並べて配置しても良いが、設置面積を低減させるために、立体的に積み重ねて設けても良い。
【００３７】
本発明の脱窒方法において、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。
【００３８】
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。
【００３９】
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。
【００４０】
原水の脱窒条件としては、例えば反応槽内液の温度が１０〜４０℃、特に２０〜３５℃、ｐＨが５〜９、特に６〜８、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の範囲とするのが好ましい。
【００４１】
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。
【００４２】
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。
【００４３】
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。
【００４４】
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。
【００４５】
本発明の生物脱窒方法は、具体的には、嫌気性処理で見られるようなＵＡＳＢ方式又はＥＧＳＢ方式で反応槽内のＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を原水の上向流で展開させてグラニュール汚泥床を形成して行うのが、原水とグラニュール汚泥との接触効率を高くすることができ、好ましい。なお、処理水の一部は循環水として、反応槽の原水導入側へ戻す。
【００４６】
この場合、ＵＡＳＢ方式であれば循環水量は原水量の０．５〜１０倍とし、反応槽内の上向流速（原水と循環水との合計の流速）を０．５〜２ｍ／ｈｒとするのが好ましい。また、ＥＧＳＢ方式であれば循環水量は原水量の０．５〜２０倍とし、反応槽内の上向流速（原水と循環水の合計の流速）を２〜１５ｍ／ｈｒとしてグラニュール汚泥床を展開させて通液する。
【００４７】
なお、本発明においては、グラニュール汚泥をより強固とするために、高分子凝集剤（ポリマー）を第１段目のＵＳＢ反応槽１に添加しても良い。
【００４８】
この場合、添加するポリマーとしては、アニオン系、カチオン系、ノニオン等の合成又は天然高分子ポリマーを用いることができるが、好ましくは、分子量が１０^３〜１０^６程度の比較的分子量の低いポリマーが好ましく、特に、気泡の付着性が低いカチオンサイトを有するジメチルアミノエチルアクリレート、ジメチルアミノエチルメタクリレート等のカチオン性モノマのホモポリマ、それらのカチオン性モノマとアクリルアミド、メタクリルアミドとのコポリマ、ポリビニルアミジン、キトサン等のカチオン性水溶性ポリマーが好適である。
【００４９】
ポリマーの添加量は、少ないと添加によるグラニュール汚泥の強度向上効果が十分に得られず、多過ぎると、グラニュール汚泥同士が付着し合って粒塊化し、ガスを補足し易くなり、浮上性が高められるため、ＵＳＢ反応槽１への流入水量（原水と循環水との合計水量）に対して０．１〜５ｍｇ／Ｌ程度の濃度となるように添加するのが好ましい。
【００５０】
ポリマーの添加は連続添加でも間欠添加でも良い。間欠添加の場合、添加の頻度は１０〜１００分に１回程度の頻度とするのが好ましい。
【００５１】
【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。
【００５２】
実施例１
脱窒汚泥から馴養したＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を用いて、図１に示す脱窒装置により連続実験を行った。
【００５３】
第１段目のＵＳＢ反応槽としては、内径１０ｃｍ、高さ約１２０ｃｍのＰＶＣカラム（容量約７．５Ｌ）を用い、第２段目のＵＳＢ反応槽には内径７．５ｃｍ、高さ約１００ｃｍのＰＶＣカラム（容量約４Ｌ）を用いた。これらのカラムは、各々内部に気液固分離装置を備える。
【００５４】
通水開始時に、上記グラニュール汚泥を第１段目の反応槽に約４Ｌ（約１２０ｇ−ＶＳＳ）充填し、第２段目の反応槽に約２Ｌ（約６０ｇ−ＶＳＳ）充填した。この脱窒装置を３０℃に制御された恒温室に設置して実験を行った。原水としては、下水処理水にアンモニア及び亜硝酸を添加してＮＨ_４−Ｎ濃度及びＮＯ_２−Ｎ濃度を各々３００ｍｇ−Ｎ／Ｌとし、ｐＨ７．５に調整したものを用い、下記の通水条件で通水した。なお、各カラム上部の処理水は一部ポンプにより反応槽の底部に約１００ｍＬ／ｍｉｎ（１４４Ｌ／ｄａｙ）で循環した。運転中は、１週間に１回の頻度で、第２段目の反応槽から手動で汚泥を界面が一定になるように１００〜５００ｍＬ（約３〜５ｇ−ＶＳＳ）引き抜いて第１段目の反応槽に返送した。
【００５５】

【００５６】
連続運転を４ヶ月間行って、その間の処理性能（第２段目の反応槽の処理水中の残留ＮＨ_４−Ｎ濃度）を調べ、結果を図２に示した。
【００５７】
また、実験開始直後、２ヶ月後（６０日目）及び４ヶ月後（１２０日目）に、第１段目の反応槽内のグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを下記方法で評価し、結果を表１に示した。
【００５８】
［グラニュール汚泥の強度］
反応槽からグラニュール汚泥を採取し、１Ｌのメスシリンダーに静止容量で１００ｍＬ充填した。純水を５００ｍＬのレベルまで加え、窒素ガスを３００ｍＬ／ｍｉｎでセラミック散気球を通してこのメスシリンダー中に供給してメスシリンダー内を攪拌し、２４時間後の汚泥の存在形態を評価した。評価は、粒径０．２５ｍｍ以下の細かな汚泥に分散化したものの、汚泥全体に占める割合を調べることにより行った。この値が小さいほど、グラニュール汚泥の強度が高い。
【００５９】
［グラニュール汚泥の浮上ポテンシャル］
反応槽からグラニュール汚泥を採取して三角フラスコ内に３０ｍＬ入れ、第２段目の反応槽の処理水にアンモニアと亜硝酸を添加して、ＮＨ_４−Ｎ濃度及びＮＯ_２−Ｎ濃度を各々１００ｍｇ−Ｎ／Ｌとした水を入れて３０℃で１２時間静置培養し、浮上する汚泥と沈殿する汚泥の重量をそれぞれ測定し、浮上汚泥の全体汚泥に占める割合を浮上ポテンシャルと定義した。
【００６０】
なお、この実施例１では、４ヶ月の連続運転後の第１段目及び第２段目の反応槽の合計の汚泥量は２４５ｇ−ＶＳＳに増加していた。
【００６１】
比較例１
実施例１において、第２段目の反応槽を用いず、第１段目の反応槽のみで下記の通水条件で通水を行ったこと以外は同様にして４ヶ月間の連続運転を行い、同様に処理性能とグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを調べ、結果を図２及び表１に示した。
【００６２】
なお、この比較例１では、４ヶ月の連続運転後の反応槽内の汚泥量は８５ｇ−ＶＳＳに減少していた。
【００６３】

【００６４】
【表１】

【００６５】
実施例１及び比較例１の結果を比較することにより、次のことが明らかである。
【００６６】
比較例１では、運転開始当初処理は順調であったが、１ヶ月目ほどから汚泥浮上が始まり、またグラニュールも崩壊することによって汚泥量は減少気味で、開始時の１２０ｇ−ＶＳＳに対して実験終了時では８５ｇ−ＶＳＳになっていた。このため徐々に処理性能が悪化しており、運転開始後３ヶ月では処理水のＮＨ_４−Ｎ濃度は３０ｍｇ−Ｎ／Ｌを超すようになった。一方、実施例１では汚泥の状態は安定しており、汚泥量も徐々に増加傾向にあり、全体としての汚泥量は運転開始時の１８０ｇ−ＶＳＳから２４５ｇ−ＶＳＳまで増加した。そして、処理性能も常に安定しており、良好な結果が得られた。なお、実施例１において、第１段目の反応槽の処理水のアンモニア性窒素濃度は３０〜４０ｍｇ−Ｎ／Ｌの範囲であり、亜硝酸性窒素濃度は３０〜４０ｍｇ−Ｎ／Ｌの範囲であった。
【００６７】
比較例１では、全体の負荷は４ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙで運転を行ったのに対し、実施例１では第１段目の反応槽の汚泥負荷が０．６ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙとなるような運転を行い、第２段目の反応槽も含めた全体の槽負荷は６．３ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙであり、負荷は比較例１の場合の１．５倍である。即ち、実施例１では比較例１よりも５０％以上高い負荷条件で、安定な処理を行えた。
【００６８】
【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、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を保持した反応槽内に原水を通水して脱窒処理するに当たり、緻密で強度が高く、沈降性の良いグラニュール汚泥を形成して長期に亘り安定かつ効率的な脱窒処理を行うことができる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の脱窒装置の実施の形態を示す系統図である。
【図２】実施例１及び比較例１における脱窒処理性能を示すグラフである。
【符号の説明】
１，１１ＵＳＢ反応槽
２，１２グラニュール汚泥床
４、１４ＧＳＳ[0001]
BACKGROUND OF THE INVENTION
The present invention relates to denitrification treatment of raw water containing ammonia nitrogen in the presence of nitrite nitrogen by an autotrophic denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. In particular, the present invention relates to a method and an apparatus for performing a stable and efficient denitrification process by passing raw water through a denitrification tank holding granule sludge containing autotrophic denitrifying microorganisms.
[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]
However, in the above biological denitrification method, the growth rate of the ANAMOX microorganisms involved in the reaction is low and the growth rate is slow, and it is difficult to maintain a high concentration in the reaction tank. There was a problem that could not.
[0008]
By the way, in the conventional nitrification and denitrification method using denitrifying bacteria that 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.
[0009]
[Problems to be solved by the invention]
Therefore, it is conceivable to perform biological denitrification treatment at a high load with the USB method using granulated sludge granulated in an upflow reactor or SBR (batch reactor). Because microorganisms are autotrophic, the growth rate is low, the production of mucilage (extracellular polymer) is small, the strength of the granular sludge formed is weak, and the sludge bed is generated by the generation of gas. Granule sludge easily collapses due to internal stirring and disturbance caused by rising water flow. For this reason, there existed a fault that granule sludge cannot be stably hold | maintained in a reaction tank.
[0010]
In order to increase the strength of the granulated sludge of ANAMMOX microorganisms, it is conceivable that a small amount of BOD source is added to allow other heterotrophic microorganisms to adhere to the granular sludge and grow. This may degrade the environment and cause a decrease in the activity of the ANAMOX microorganism, which is not a preferable method.
[0011]
In addition, in biological denitrification treatment using granular sludge, as the particle size of the granular sludge increases, the granular sludge that has formed voids due to the inactivation of internal microorganisms is floated by the gas generated by the reaction. In a significant case, there is also a problem of outflow from the reaction vessel.
[0012]
For this reason, in order to perform a stable and efficient denitrification process with the USB method using ANAMMOX microorganisms, it is necessary to stably increase the sludge while maintaining the strength of the granular sludge. It is necessary to prevent the formation of cavities inside the granule, which cause floating sludge.
[0013]
The present invention solves the above-mentioned conventional problems, and keeps the granulated sludge of ANAMMOX microorganisms in the reaction tank and performs biological denitrification treatment, while maintaining the strength of the granular sludge and stably growing it, An object of the present invention is to provide a denitrification method and a denitrification apparatus capable of preventing the formation of cavities inside granules and preventing sludge from rising, and performing a stable and efficient treatment.
[0014]
[Means for Solving the Problems]
In the denitrification method of the present invention, raw water containing ammonia nitrogen is supplied to a denitrification tank, ammonia nitrogen in the denitrification tank is used as an electron donor, and denitrification microorganisms using nitrite nitrogen as an electron acceptor. In the denitrification method in which denitrification treatment is performed in the presence of nitrite nitrogen by the action, the denitrification tank is one in which the denitrification microorganism forms a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganism is self-granulated. A granule is held in the reaction tank, and a plurality of the reaction tanks are arranged in series, and at least a part of the raw water is passed through the first-stage reaction tank. When there is a remainder in the first-stage reaction tank treated water and the first-stage reaction tank raw water in the first-stage reaction tank, the remainder is passed through, and the second-stage reaction tank sludge is first A denitrification method for transferring to a second-stage reaction tank, wherein the second-stage reaction tank is lower than the first-stage reaction tank. And passing water sludge load, characterized by the following 0.2kg-N / kg-VSS / day sludge load in the second stage reaction vessel as _NH 4 -N load.
[0015]
The denitrification apparatus of the present invention holds a denitrification microorganism using ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor, and dewaters raw water containing ammonia nitrogen in the presence of nitrite nitrogen. In the denitrification apparatus having a denitrification tank for performing nitriding treatment, the denitrification tank is one in which the denitrification microorganism forms a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganism is granulated by self-granulation. Means for passing at least a part of raw water to the first stage reaction tank, and a second stage reaction tank. In the case where there is a remainder in the treated water in the first-stage reaction tank and the raw water in the first-stage reaction tank, the remaining water is passed, and the sludge in the second-stage reaction tank is passed through the first-stage reaction tank. A denitrification device comprising means for transferring to the reaction tank, wherein the second stage reaction tank is the first stage Is passed through a low sludge load than the reaction vessel, the sludge load on the second stage reaction vessel is less than 0.2kg-N / kg-VSS / day as _NH 4 -N load, characterized in Rukoto.
[0016]
In the following description, those in which ANAMMOX microorganisms form a biofilm on the surface of carrier particles and granules formed by self-granulation of the ANAMMOX microorganisms are collectively referred to as “granule”.
[0017]
In the present invention, two or more reaction tanks are arranged in series, for example, two tanks in series, and the first stage reaction tank is operated with a high sludge load, so that the substrate is sufficiently infiltrated into the granule, and ANAMOX Increases the self-granulating action of microorganisms to form dense and high-strength granules.
[0018]
In the first stage reaction tank, the high sludge load increases the amount of gas generated, resulting in poor solid-liquid separation at the outflow part. For example, a conventional USB anaerobic treatment is provided at the upper part of the reaction tank. Even if a GSS, that is, a gas-liquid solid separation apparatus as found in the apparatus is installed, the outflow of sludge is inevitable. Therefore, in the second stage reaction tank, emphasis is placed on the solid-liquid separation of the sludge flowing out from the first stage reaction tank, and the sludge flowing out into the treated water of the second stage reaction tank is captured.
[0019]
In this second stage reaction tank, since the treated water of the first stage reaction tank is passed, the sludge load is low and the residual substrate concentration is low, so the amount of gas generated is small, and solid-liquid separation is possible. It becomes easy. In addition, when the load of the second stage reaction tank is too low, a decrease in the activity of the second stage reaction tank becomes a problem. In such a case, a part of the raw water is used for the first stage reaction. By bypassing the tank and introducing it directly into the second-stage reaction tank, the load on the second-stage reaction tank is adjusted.
[0020]
In addition, sludge flows out from the first-stage reaction tank and is captured in the second-stage reaction tank. From the second-stage reaction tank, the first-stage reaction tank is appropriately added. return the sludge. That is, since the sludge flowing out from the first-stage reaction tank is a fine particle fragment of granule generated by stirring in the sludge bed by the gas generated in the high load operation, such a small particle size is obtained. By returning the granules to the first-stage reaction tank, the average particle diameter of the granules in the first-stage reaction tank can be reduced, and the granule can be prevented from being enlarged and thereby floating.
[0021]
In the present invention, the sludge load of the first stage reaction tank is 0.2 to 1 kg-N / kg-VSS / day as NH ₄ -N load, particularly 0.3 to 0.5 kg-N / kg-VSS / day. a relatively high loading of day, the sludge load on the second stage reaction vessel, 0.2kg-N / kg-VSS / day or less as _NH 4 -N load, especially 0.05~0.15kg-N / A low load of kg-VSS / day is preferable.
[0022]
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.
[0023]
FIG. 1 is a system diagram showing an embodiment of the denitrification apparatus of the present invention.
[0024]
In this denitrification apparatus, two UASB reaction tanks are provided in series.
[0025]
The first-stage USB reaction tank 1 has a granulated sludge bed 2 of ANAMOX microorganisms formed therein, and a raw water inflow pipe 3 connected to the bottom. A GSS (gas-liquid solid separation device) 4 is provided in the upper part of the reaction tank 1, and from this GSS 4, a circulating pipe 6 for returning a treated water transfer pipe 5 and a part of the treated water to the raw water inflow pipe 3 as circulating water. Has been pulled out. The treated water transfer pipe 5 is connected to the inflow pipe 13 of the second-stage USB reaction tank 11.
[0026]
As in the first-stage USB reaction tank 1, the second-stage USB reaction tank 11 has a granulated sludge bed 12 of ANAMOX microorganisms formed therein, and an inflow pipe 13 for the liquid to be treated is connected to the bottom. The GSS 14 is provided at the top. A discharge pipe 15 for the treated water and a circulation pipe 16 for returning a part of the treated water to the inflow pipe 13 as the circulating water are drawn out from the GSS 14.
[0027]
A bypass pipe 17 for introducing a part of the raw water directly into the second stage USB reaction tank 11 branches as necessary from the inflow pipe 13 for introducing the raw water into the first stage USB reaction tank 1. ing.
[0028]
Further, a transfer pipe 18 for transferring the sludge from the granule sludge bed 12 of the second-stage USB reaction tank 11 to the granule sludge bed 2 of the first-stage USB reaction tank 1 is provided.
[0029]
The raw water is introduced into the bottom of the first stage USB reaction tank 1 from the pipe 3 together with the circulating water from the pipe 6. 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 2 of the ANAMOX microorganisms, and the treated water is discharged from the pipe 5, A part is circulated from the pipe 6 to the raw water inflow pipe 3. The treated water in the first-stage USB reaction tank 1 discharged from the pipe 5 is then introduced into the bottom of the second-stage USB reaction tank 11 from the introduction pipe 13 together with the circulating water from the pipe 16, The granule sludge bed 12 rises in an upward flow, and during that time, further biological denitrification is performed, and the treated water is discharged out of the system through the pipe 15. A part of the treated water is circulated from the pipe 16 to the introduction pipe 13.
[0030]
In the first stage USB reaction tank 1, the treatment is performed with a relatively high load, the substrate is sufficiently penetrated into the granules, the self-granulating action of the ANAMOX microorganisms is enhanced, and it is dense and high in strength. Form granules.
[0031]
For this reason, in the USB reaction tank 1 at the first stage, the NH ₄ -N load is 0.2 to 1 kg-N / kg-VSS / day, particularly 0.3 to 0.5 kg-N / kg-VSS / day. Pass the water so that it becomes the sludge load of the day, and either the ammonia nitrogen concentration or the nitrite nitrogen concentration is 10 to 180 mg-N as the substrate concentration remaining in the treated water of the first stage USB reaction tank 1. / L, more preferably 20 to 100 mg-N / L, and particularly preferably about 30 to 70 mg-N / L.
[0032]
When the sludge load is lower than the above range, a sufficiently strong granule cannot be formed, and the granule is broken or a cavity due to inactivation of microorganisms is likely to occur inside the granule. If the sludge load is higher than the above range, it becomes overloaded, which is not preferable. In particular, when the concentration of either ammonia nitrogen or nitrite nitrogen remaining in the treated water of the first stage USB reaction tank 1 is 200 mg-N / L or more, an inhibitory action appears. N / L or less is preferable, and in particular, nitrite nitrogen is preferably controlled to be 100 mg-N / L or less.
[0033]
On the other hand, the second stage USB reaction tank 11 captures the granules flowing out from the first stage USB reaction tank 1 by passing water with a sludge load lower than that of the first stage USB reaction tank 1. To do. Therefore, in the second stage USB reaction tank 11, the NH ₄ -N load is 0.2 kg-N / kg-VSS / day or less, preferably 0.05 to 0.15 kg-N / kg-VSS / day. It shall be the low sludge load. If the sludge load in the second-stage USB reaction tank 11 exceeds 0.2 kg-N / kg-VSS / day, there is a risk that granules will also flow out from the second-stage USB reaction tank 11, The quality of the treated water is also deteriorated, which is not preferable.
[0034]
Since the treated water denitrified in the first stage USB reaction tank 1 is introduced into the second stage USB reaction tank 11, the substrate may be insufficient. Therefore, in such a case, if necessary, a part of the raw water is directly introduced into the second stage USB reaction tank 11 from the bypass pipe 17, and the substrate which is insufficient in the second stage USB reaction tank 11. Can be supplemented.
[0035]
Further, from the transfer pipe 18, it returns the granules from the appropriate second stage USB reaction vessel 11 to the USB reactor 1 of the first stage. That is, the granule flowing out from the USB reaction layer 1 in the first stage is a minute fragment of granule generated by being stirred in the granule sludge bed 2 by the gas generated in the high load operation. By returning such a small particle size granule to the first-stage USB reaction tank 1, the average particle diameter of the granule in the first-stage USB reaction tank 1 is reduced, and the granule is enlarged. As a result, it is possible to prevent the floating.
[0036]
The first-stage USB reaction tank 1 and the second-stage USB reaction tank 11 do not necessarily have the same volume, and the second-stage USB reaction tank 11 does not necessarily have the first-stage USB reaction tank 11. It is good also as a thing of a smaller capacity | capacitance than the reaction tank 1. FIG. In addition, the first stage USB reaction tank 1 and the second stage USB reaction tank 11 may be arranged two-dimensionally side by side, but in order to reduce the installation area, they are stacked in three dimensions. May be.
[0037]
In the denitrification method of the present invention, the raw water to be treated is water containing ammonia nitrogen and nitrite nitrogen, and may contain organic matter and organic nitrogen, but these are before denitrification treatment. It is preferable to decompose it to ammonia nitrogen in advance, 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 can be subjected to aerobic treatment in the presence of ammonia oxidizing microorganisms, and a portion of ammonia nitrogen, preferably 1/2 of which can be partially oxidized to nitrous acid, can be used as raw water. . 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.
[0038]
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.
[0039]
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.
[0040]
As the denitrification conditions of the raw water, for example, the temperature of the liquid in the reaction vessel is 10 to 40 ° C., particularly 20 to 35 ° C., the pH is 5 to 9, particularly 6 to 8, the dissolved oxygen concentration is 0 to 2.5 mg / L, In particular, it is preferable that the range is 0 to 0.2 mg / L, and the BOD concentration is 0 to 50 mg / L, particularly 0 to 20 mg / L.
[0041]
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.
[0042]
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.
[0043]
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.
[0044]
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.
[0045]
Specifically, the biological denitrification method of the present invention is a granule obtained by developing granulated sludge of ANAMOX microorganisms in the reaction tank in an upward flow of raw water in the UASB method or EGSB method as seen in anaerobic treatment. It is preferable to form a sludge bed because the contact efficiency between the raw water and the granular sludge can be increased. A part of the treated water is returned to the raw water introduction side of the reaction tank as circulating water.
[0046]
In this case, in the case of the UASB method, the circulating water amount is 0.5 to 10 times the raw water amount, and the upward flow rate in the reaction tank (the total flow rate of the raw water and the circulating water) is 0.5 to 2 m / hr. Is preferred. In the case of the EGSB system, the amount of circulating water is 0.5 to 20 times the amount of raw water, the upward flow rate in the reaction tank (the total flow rate of raw water and circulating water) is 2 to 15 m / hr, and the granular sludge bed is used. Develop and pass through.
[0047]
In the present invention, a polymer flocculant (polymer) may be added to the first stage USB reaction tank 1 in order to make the granular sludge stronger.
[0048]
In this case, as the polymer to be added, a synthetic or natural polymer such as anion, cation, or nonion can be used. Preferably, a polymer having a relatively low molecular weight of about 10 ³ to 10 ⁶ is used. Particularly, homopolymers of cationic monomers such as dimethylaminoethyl acrylate and dimethylaminoethyl methacrylate having cationic sites with low air bubble adhesion, copolymers of these cationic monomers and acrylamide, methacrylamide, polyvinylamidine, chitosan, etc. The cationic water-soluble polymer is preferable.
[0049]
If the amount of polymer added is too small, the effect of improving the strength of granulated sludge cannot be obtained sufficiently. If too much, the sludge adheres to each other and agglomerates, making it easier to capture gas and float. Therefore, it is preferable to add so as to have a concentration of about 0.1 to 5 mg / L with respect to the amount of water flowing into the USB reaction tank 1 (total amount of raw water and circulating water).
[0050]
The polymer may be added continuously or intermittently. In the case of intermittent addition, the frequency of addition is preferably about once every 10 to 100 minutes.
[0051]
【Example】
Hereinafter, the present invention will be described more specifically with reference to Examples and Comparative Examples.
[0052]
Example 1
A continuous experiment was conducted with the denitrification apparatus shown in FIG. 1 using granulated sludge of ANAMOX microorganisms acclimatized from the denitrification sludge.
[0053]
As the first stage USB reaction tank, a PVC column (capacity: about 7.5 L) having an inner diameter of 10 cm and a height of about 120 cm is used. The second stage USB reaction tank has an inner diameter of 7.5 cm and a height of about 100 cm. PVC column (capacity about 4 L) was used. Each of these columns includes a gas-liquid solid separation device inside.
[0054]
At the start of water flow, about 4 L (about 120 g-VSS) of the granular sludge was filled in the first-stage reaction tank, and about 2 L (about 60 g-VSS) was charged in the second-stage reaction tank. This denitrification apparatus was installed in a temperature-controlled room controlled at 30 ° C. for experiments. As raw water, ammonia and nitrous acid were added to sewage treated water to adjust the NH ₄ -N concentration and the NO ₂ -N concentration to 300 mg-N / L, respectively, and the pH was adjusted to 7.5. Water was passed under conditions. The treated water at the top of each column was circulated at a rate of about 100 mL / min (144 L / day) to the bottom of the reaction vessel by a partial pump. During operation, 100 to 500 mL (about 3 to 5 g-VSS) of the sludge is manually drawn out from the second stage reaction tank so that the interface is constant once a week. Returned to reaction vessel.
[0055]

[0056]
The continuous operation was carried out for 4 months, and the treatment performance (residual NH ₄ -N concentration in the treated water in the second-stage reaction tank) during that period was examined, and the results are shown in FIG.
[0057]
In addition, immediately after the start of the experiment, 2 months later (60th day) and 4 months later (120th day), the strength and levitation potential of the granular sludge in the first-stage reaction tank were evaluated by the following methods. Are shown in Table 1.
[0058]
[Strength of granule sludge]
Granule sludge was collected from the reaction tank, and 100 mL was filled in a 1 L graduated cylinder in a static volume. Adding pure water to the level of 500 mL, and fed into the graduated cylinder through a ceramic diffusing balloon of nitrogen gas at 3 200 mL / min stirring in a measuring cylinder, it was evaluated for the presence form of sludge after 24 hours. Evaluation was performed by examining the proportion of sludge dispersed in fine sludge having a particle size of 0.25 mm or less, based on the total sludge. The smaller this value, the higher the strength of the granular sludge.
[0059]
[Floating potential of granule sludge]
Granule sludge is collected from the reaction tank, placed in an Erlenmeyer flask, and 30 mL is added. Ammonia and nitrous acid are added to the treated water in the second-stage reaction tank, and the NH ₄ -N concentration and the NO ₂ -N concentration are respectively set. 100 mg-N / L of water was added and the culture was allowed to stand at 30 ° C. for 12 hours. The weight of the sludge that floated and the sludge that settled were measured, and the ratio of the floating sludge to the total sludge was defined as the floating potential.
[0060]
In Example 1, the total amount of sludge in the first-stage and second-stage reaction tanks after 4 months of continuous operation was increased to 245 g-VSS.
[0061]
Comparative Example 1
In Example 1, continuous operation was performed for 4 months in the same manner except that the second-stage reaction tank was not used, and only the first-stage reaction tank was passed under the following water-flow conditions. Similarly, the treatment performance, the strength of granule sludge, and the floating potential were examined, and the results are shown in FIG.
[0062]
In Comparative Example 1, the amount of sludge in the reaction vessel after 4 months of continuous operation was reduced to 85 g-VSS.
[0063]

[0064]
[Table 1]

[0065]
By comparing the results of Example 1 and Comparative Example 1, the following is clear.
[0066]
In Comparative Example 1, the initial processing of the operation start was smooth, but the sludge surface started from about the first month, and the amount of sludge seems to decrease due to the collapse of the granules, compared to 120 g-VSS at the start. At the end of the experiment, it was 85 g-VSS. Therefore, the treatment performance gradually deteriorated, and the NH ₄ —N concentration of the treated water exceeded 30 mg-N / L in 3 months after the start of operation. On the other hand, in Example 1, the state of sludge was stable, the amount of sludge was also gradually increasing, and the sludge amount as a whole increased from 180 g-VSS at the start of operation to 245 g-VSS. The processing performance was always stable, and good results were obtained. In Example 1, the ammoniacal nitrogen concentration of the treated water in the first stage reaction tank is in the range of 30-40 mg-N / L, and the nitrite nitrogen concentration is in the range of 30-40 mg-N / L. Met.
[0067]
In Comparative Example 1, the entire load was operated at 4 kg-N / m ³ / day, whereas in Example 1, the sludge load in the first stage reaction tank was 0.6 kg-N / kg-VSS. The total tank load including the second stage reaction tank is 6.3 kg-N / m ³ / day, and the load is 1.5 times that of Comparative Example 1. It is. That is, in Example 1, a stable treatment could be performed under a load condition higher than that of Comparative Example 1 by 50% or more.
[0068]
【Effect of the invention】
As described above in detail, according to the denitrification method and the denitrification apparatus of the present invention, when denitrification treatment is performed by passing raw water through a reaction tank holding granulated sludge of ANAMOX microorganisms, it is dense and has high strength. In addition, it is possible to form a granular sludge with good sedimentation and perform a stable and efficient denitrification treatment over a long period of time.
[Brief description of the drawings]
FIG. 1 is a system diagram showing an embodiment of a denitrification apparatus of the present invention.
2 is a graph showing denitrification performance in Example 1 and Comparative Example 1. FIG.
[Explanation of symbols]
1,11 USB reaction tank 2,12 Granule sludge bed 4, 14 GSS

Claims

Raw water containing ammonia nitrogen is supplied to a denitrification tank, and the presence of nitrite nitrogen by the action of a denitrification microorganism using ammonia nitrogen in the denitrification tank as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor. In the denitrification method that denitrifies below,
The denitrification tank is one in which the denitrification microorganism forms a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganism is granulated by self-granulation in the reaction tank,
A plurality of the reaction vessels are arranged in series;
At least a portion of the raw water is passed through the first-stage reaction tank, and the second-stage reaction tank has the remainder in the treated water in the first-stage reaction tank and the raw water in the first-stage reaction tank. A denitrification method of passing the remainder of the case and transferring the sludge of the second-stage reaction tank to the first-stage reaction tank,
Water was passed through the second-stage reaction tank with a sludge load lower than that of the first-stage reaction tank, and the sludge load in the second-stage reaction tank was 0.2 kg-N / kg with NH ₄ -N load. -Denitrification method characterized by being not more than VSS / day .

2. The denitrification method according to claim 1, wherein the sludge load of the first-stage reaction tank is 0.2 to 1 kg-N / kg-VSS / day as NH ₄ -N load.

A denitrification microorganism that contains denitrifying microorganisms that use ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor, and that denitrifies raw water containing ammonia nitrogen in the presence of nitrite nitrogen. Nitrogen equipment,
The denitrification tank is one in which the denitrification microorganism forms a biofilm on the surface of carrier particles, or the denitrification microorganism is granulated by self-granulation in the reaction tank,
A plurality of the reaction vessels are arranged in series;
Means for passing at least a portion of the raw water into the first stage reaction tank;
Means for passing the remainder when there is a remainder in the treated water of the first stage reaction tank and the raw water of the first stage reaction tank in the second stage reaction tank;
A denitrification device comprising means for transferring the sludge of the second stage reaction tank to the first stage reaction tank,
The second-stage reaction tank is passed with a sludge load lower than that of the first-stage reaction tank, and the sludge load of the second-stage reaction tank is 0.2 kg-N / kg as NH ₄ -N load. -VSS / day is less denitrification device according to claim Rukoto.