JP2002172400A - 汚泥返流水中の窒素除去方法および装置 - Google Patents
汚泥返流水中の窒素除去方法および装置Info
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Abstract
系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を脱窒槽と
硝化槽とに順次流入させ生物学的に硝化脱窒するに際
し、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥
を破砕し前記硝化液に対しBOD源として加えて脱窒を
行なうようにした窒素除去方法において、生汚泥の有効
利用度を更に高め、使用量を低減する。 【解決手段】 硝化槽24において、生物付着担体を投
入し、槽内混合液の溶存酸素濃度を所定の低い範囲内に
制御する状態で硝化を行なう。これにより、好気雰囲気
でありながら硝化と脱窒とが同時に進行するシステムが
形成され、生汚泥は効率よく可溶化されT−BODとし
て最大限に利用される。
Description
れる汚泥返流水から窒素を除去する汚泥返流水中の窒素
除去方法および装置に関する。
多量の有機性汚泥は、濃縮、消化、脱水等の工程を経て
処理されており、各処理工程で発生した分離液は水処理
系に返流されている。ところが、この返流水中にはアン
モニア性窒素、オルトリン酸態リンが高濃度に含まれて
いるため、返流にともなう負荷が水処理系の処理水質の
悪化の原因となっている。
る水処理施設では、返流水によるアンモニア性窒素、オ
ルトリン酸態リンの負荷によって水処理系のBODが不
足し、脱窒素、脱リンが悪化するケースが少なくない。
それに対し、生物脱リンを行わずに凝集脱リンなどを実
施している水処理施設では、汚泥の嫌気性消化時のリン
の吐き出しが少なく、消化汚泥の脱水ろ液中のリン含有
量が低くなるため、アンモニア性窒素の低減策を講じる
ことで、水処理系に対する負荷を削減することができ
る。つまり、水処理系で生物脱リンを実施しているか、
あるいは凝集脱リンを実施しているかによって、返流水
中のリン濃度が違ってくる。
−12477号に開示されている技術によって返流水中
のリンをリン酸マグネシウムアンモニウム粒子として回
収することができ、この場合、水処理系のリン負荷を約
40%低減できる。
2号、特開平9−168795号に示されたような生物
付着担体を利用する技術によって、硝酸性窒素へと90
%程度硝化することができる。硝化後の脱窒は、本出願
人の一部が先に特開平11−104693号で提案し
た、脱窒のBOD源として最初沈殿池で沈降分離された
生汚泥を用いる方法によって行なうことができる。この
特開平11−104693号には担体を用いたコンパク
トな処理方法が記載されているが、生汚泥中に多く含ま
れている繊維分によって担体分離スクリーンが目詰まり
すること、BOD源としての生汚泥の性状が季節的に変
動することなどから、本出願人らは更に特願平11−3
26210号において、石臼式破砕機で破砕することに
より繊維分を切断し溶解性BODを増加させた生汚泥を
使用する、より望ましい方法を提案している。
は、上記したようにBOD源として利用できる他に、嫌
気性消化槽でメタンガスに転換してエネルギーとして回
収することができ、またその中の繊維分が汚泥の脱水性
を向上させるというメリットがあり、したがって、汚泥
返流水の処理に使用する生汚泥量は少ない方が望まし
い。しかしながら、上記した石臼式破砕機によって溶解
性BODを増加させるプロセスを加えることで生汚泥使
用量を低減できるものの、生汚泥中のトータルBODか
ら見ると有効利用度がまだ低く、生汚泥の有効利用度を
更に高め、使用量を低減することが課題となっている。
解決するために鋭意研究した結果、破砕生汚泥をBOD
源として汚泥返流水から窒素除去するに際し、硝化槽の
MLDOを低濃度に維持し、破砕生汚泥の滞留時間を調
整することで生汚泥使用量を低減できることを見出し、
本発明を完成した。
泥を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される
汚泥返流水を硝化槽と脱窒槽とに順次流入させ生物学的
に硝化脱窒するに際し、前記水処理系の最初沈殿池で沈
降分離された生汚泥を破砕し前記硝化槽で硝化された硝
化液に対しBOD源として加えて脱窒を行なう汚泥返流
水中の窒素除去方法であって、前記硝化槽において、生
物付着担体を投入し、槽内混合液の溶存酸素濃度を所定
の低い範囲内に制御する状態において硝化を行なうこと
を特徴とする。
素除去方法において、脱窒槽に生物付着担体を投入する
ことを特徴とする。さらに本発明は、活性汚泥が投入さ
れた脱窒槽と、散気手段を有し活性汚泥および生物付着
用担体が投入された硝化槽と、水処理系で発生した汚泥
を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される汚
泥返流水を前記脱窒槽と硝化槽とに順次流入させ、硝化
槽から流出する硝化液の一部を脱窒槽に循環返送する送
水系と、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生
汚泥を破砕した破砕生汚泥を前記脱窒槽あるいは前記硝
化槽から脱窒槽への循環返送路に注入する生汚泥注入手
段と、前記脱窒槽へ循環返送した残りの硝化液より汚泥
を分離しその分離汚泥を脱窒槽に返送する汚泥返送系
と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度を測定する
溶存酸素濃度計と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素
濃度が所定の低い範囲内に維持されるように前記散気手
段の散気量を制御するとともに、前記生汚泥注入手段の
生汚泥注入量を所定量に制御する制御手段とを備えたこ
とを特徴とする汚泥返流水中の窒素除去装置である。
水や、前段の硝化槽からあるいは後段の硝化槽からの循
環返送により流入する硝化液中に含まれる酸化態窒素
が、活性汚泥によって、破砕生汚泥をBOD源(水素供
与体)として利用する状態において還元され、脱窒され
る。この時には、脱窒が進行するに伴なって破砕生汚泥
が分解されるため、破砕生汚泥のSS由来のBODもS
−BODに変換されることになり、S−BODが増加す
る傾向が認められるほどである。
からあるいは後段の脱窒槽からの循環返送により流入す
る脱窒液によってアンモニア性窒素、活性汚泥、S−B
OD分の高い破砕生汚泥が持ち込まれる一方、硝化槽内
液の溶存酸素濃度(MLDO)が所定の低い範囲内に制
御されるため、好気雰囲気でありながら硝化と脱窒とが
同時に進行するシステムが形成される。すなわち、浮遊
状態の活性汚泥の近傍および生物付着担体の表面近傍の
好気性雰囲気で、アンモニア性窒素を酸化する硝化反
応、並びに破砕生汚泥の加水分解(SS由来のBODの
可溶化)が起こり、担体内部の嫌気性雰囲気で、脱窒槽
からの流入分もあって高濃度になったS−BODが供給
され、脱窒反応が起こる。
化され、T−BODとして最大限に利用されるため、生
汚泥使用量を従来よりも低減することができる。脱窒槽
にも生物付着担体を投入した場合は、脱窒槽内に微生物
を高濃度に保持することができ、脱窒効率を高めること
ができる。
る散気管などの散気手段から噴出する気泡によって、ま
た脱窒槽に一般に設置される攪拌手段によって槽内を流
動するものを用いるのが、BODや窒素、酸素との接触
効率の点で望ましい。少なくとも硝化槽に投入する生物
付着担体は、芯部まで微生物が浸透し付着できるポーラ
スな担体であることが必要であり、毛細管現象などを利
用できるものが好ましい。
泥をワンパスで通過させたのではトータルBOD、特に
生汚泥のSS由来のBOD成分を完全に消費することが
できないので、活性汚泥とともに循環させることによっ
て利用度を高めることが重要である。そのために必要な
汚泥滞留時間は水温によって異なるが、1〜10日程度
必要である。高水温期では1〜3日、低水温期では3〜
6日程度である。これだけの汚泥滞留時間を確保できれ
ばワンパスも可能であるが、その汚泥滞留時間に相応す
る槽容量が必要であるため実用的でなく、循環が必要で
ある。
効利用度が低くなり、脱窒槽への投入量を増大せざるを
得なくなる。汚泥滞留時間が長すぎると、生汚泥由来の
有機態窒素分の加水分解、酸化が進み過ぎ、可溶化され
た生汚泥の窒素分を硝化槽で硝化しきれず、処理水にア
ンモニア性窒素が多く残留することになる。また、生汚
泥のSSが活性汚泥の増殖分より多くなり、浮遊汚泥中
の生汚泥の割合が高くなるため、好ましくない。生汚泥
の投入量が多いとそれだけ生汚泥の割合が高くなる。
抑え、また活性汚泥の割合を高く維持するためには、生
汚泥を過剰に投入せず、汚泥滞留時間を短くすることが
必要であり、その一方で、生汚泥の投入量を少なくし、
有効利用度を高めるためには、ある程度長い汚泥滞留時
間が必要である、といった相反した面がある。
される状況を見極めながら投入量を制御することが必要
になる。つまり脱窒槽において、脱窒の進み具合の監視
と、生汚泥の投入とをリンクさせた制御が重要となる。
生汚泥のトータルBODは季節変動がなく5000mg/L
程度であり、溶解性BODは破砕の状態によって、また
季節変動によって1500〜2500mg/L程度なので、
トータルBODを有効に利用できれば理論上は生汚泥量
を1/3程度に低減できる。
溶化を助ける。破砕処理によればアンモニア性窒素の増
加をほとんど伴わず、機械的に溶解性BODの増加が図
れる。破砕機としては、たとえば石臼式破砕機を利用で
きる。石臼式破砕機で破砕した後に、可溶化率が一番高
いと思われる湿式ミルビーズ法(特願平11-326210記
載)を用いれば汚泥滞留時間を短縮できる。
在するため担体を利用できず、活性汚泥のみでの生物反
応になるため、硝化槽での脱窒も期待できず、投入した
生汚泥は可溶化を含めて脱窒槽で処理を完結する必要が
ある。したがって、破砕処理がないことによる可溶化速
度のダウンと、担体がないことによる生物処理能力のダ
ウンと、さらに生物学的可溶化による有機態窒素、アン
モニア性窒素の増加とが生じ、破砕処理を行う場合に比
べて、脱窒槽を6倍、硝化槽を2.5倍程度大きくせざ
るを得ないと推察される。
用することで、破砕した生汚泥の利用率を高める。生汚
泥の利用率は、上述したように滞留時間に関係すると考
えられ、循環利用することでワンパス時より有効に利用
されると思われるが、生汚泥と生物付着担体のみでは生
汚泥の可溶化現象の影響を受け、硝化能力がダウンする
ことがある。これに対して浮遊の活性汚泥が存在する
と、活性汚泥がBODの吸着媒体として作用し、硝化へ
の影響を最小限にするように緩衝するとともに、BOD
を吸着した状態で脱窒槽に流入し、BODの利用度を高
める。
に、硝化槽に溶存酸素濃度計を設置して、MLDO濃度
を制御する。活性汚泥と生物付着担体とを併用する場
合、硝化槽内混合液のMLDOは1〜5mg/L、好ましく
は2〜4mg/L、さらに好ましくは2〜3mg/Lの範囲に制
御する。MLDOがこの範囲より高いと、生汚泥に含ま
れる有機性窒素がアンモニア性窒素に転換され、生汚泥
の量的影響と相まって、処理水質の悪化に繋がる。ML
DOがこの範囲より低いと、生物付着担体によって高濃
度に保持される活性汚泥の硝化性能が十分に発揮され
ず、処理水質の悪化に繋がる。
に、脱窒槽の槽内混合液の酸化還元電位(ORP)をO
RP計によって計測し、所定の低い範囲内に維持するな
どの対応策を講じる。脱窒槽内混合液のORPを−10
0mV以下、好ましくは−150〜−350mV、さらに好
ましくは−170〜−240mV程度となるように、生汚
泥の投入量を制御する。ORPがこれより高くなると、
還元反応が起こりにくいため、酸化態窒素であるNOx
−Nが残留し、脱窒効果が低くなる。ORPがこれより
低くなることは、生汚泥の過剰投入を意味し、生汚泥由
来の有機態窒素が増える。
値が不安定になりがちであり、特にORPはデータのバ
ラツキが目立つので、ここでの処理対象である汚泥返流
水のように濃度変動が少ない廃水に対しては目安として
利用し、実際には水質などと見比べながらタイマーを用
いて一定量ずつ注入する方法が適していると思われる。
汚泥返流水、生汚泥とも、少ないとはいえ季節変動があ
るので、それぞれの季節変動を考慮した複数種類のタイ
マー制御パターンを作成し、それにしたがって汚泥注入
量を制御するのが最適である。
を参照しながら説明する。図1は水処理系および汚泥処
理系を備えた水処理施設における処理フローを示す。水
処理系において、流入原水1は最初沈殿池2で夾雑物や
砂などを除去された後に、生物反応槽3に導入されて生
物学的に有機物、窒素、リンを除去され、最終沈殿池4
を経て処理水5として流出していく。
殿池4で沈殿した余剰汚泥7は、汚泥処理系に導かれて
処理される。すなわち、生汚泥6は重力濃縮槽8に導か
れて濃縮生汚泥9とされ、余剰汚泥7は機械濃縮槽10
に導かれて濃縮余剰汚泥11とされる。そして、濃縮余
剰汚泥11と濃縮生汚泥9の一部とが嫌気性消化槽12
に導かれて嫌気性消化され、メタンガスを発生するに伴
って、減容される。
て脱水ケーキ15と脱水ろ液16とに分離され、脱水ケ
ーキ15は系外へ搬出され、脱水ろ液16は汚泥返流水
として水処理系へ返流される。重力濃縮槽8で分離され
た重力濃縮分離液17、および機械濃縮槽10で分離さ
れた機械濃縮分離液18も水処理系へ返流される。
生汚泥9や濃縮余剰汚泥11からアンモニア性窒素とリ
ン酸態リンが放出され、これらの栄養塩類が嫌気性消化
汚泥13の脱水時に脱水ろ液16に移行するため、脱水
ろ液16はまず、造粒脱リン装置19に導かれ、そこで
リン酸態リンがマグネシウム添加により結晶化されて肥
料として回収され、造粒脱リン処理液20が窒素除去工
程に導かれる。ただし、水処理系で凝集脱リンなどのリ
ン除去処理を行なうようにしてもよく、その場合は嫌気
性消化後もリン濃度はあまり高くないので、嫌気性消化
液21(および脱水ろ液16)がそのまま窒素除去工程
に導かれる。
または嫌気性消化液21(以下、造粒脱リン処理液20
と総称する)が脱窒槽22に送水され、脱窒槽22より
流出する脱窒処理液23が硝化槽24に導かれ、硝化槽
24より流出する硝化処理液の一部が硝化循環液25と
して脱窒槽22に戻され、残りの硝化処理液26が沈殿
槽27に導かれて脱窒槽22への返送汚泥28と脱窒素
処理水29とに分離される、というフローで処理され
る。一方で、上記した濃縮生汚泥9の一部が生汚泥破砕
機30により破砕され、その破砕生汚泥31が脱窒槽2
2に投入される。
機30の後段に、破砕生汚泥31を脱窒槽22に安定供
給するための貯槽32と送泥ポンプ33とが設けられて
いる。脱窒槽22および硝化槽24には、後段で説明す
るような生物付着担体34が投入されていて、担体分離
スクリーン35によりそれぞれの槽内に保持されてい
る。また脱窒槽22には、槽内混合液を攪拌する攪拌機
36と、槽内混合液の酸化還元電位(ORP)をモニタ
リングするためのORP計37とが設置されている。
硝化槽24には、槽内混合液中に散気する散気装置38
と、槽内混合液の溶存酸素(MLDO)をモニタリング
するためのDO計39とが設置されている。
などの給気源と送泥ポンプ33とORP計37とDO計
39とはそれぞれ制御装置41に接続していて、この制
御装置41により、ORP計37の測定値に基づき送泥
ポンプ33を介して生汚泥投入量が制御され、DO計3
9の測定値に基づきコンプレッサ40を介して散気量が
制御される。
だ破砕生汚泥31が、槽内混合液のORPが所定範囲内
に維持される投入量にて投入され、その破砕生汚泥31
をBOD源(水素供与体)として、浮遊活性汚泥および
担体付着活性汚泥により、造粒脱リン処理液20や硝化
循環液25によって持ち込まれた酸化性窒素が還元され
脱窒が生じ、過剰投入で起こり易いNOx−Nの残留や
生汚泥由来の有機態窒素の増大は回避される。
所定の低い範囲内に制御され、それにより、好気雰囲気
でありながら硝化と脱窒とが同時に進行するシステムが
形成される。すなわち、脱窒槽22からの脱窒処理液2
3によって浮遊活性汚泥、アンモニア性窒素、S−BO
D分の高い破砕生汚泥が持ち込まれるに伴い、浮遊活性
汚泥の近傍、および活性汚泥が付着した生物付着担体の
表面近傍で、硝化反応、および破砕生汚泥の加水分解
(SS由来のBODの可溶化)が起こり、担体内部で、
S−BODの脱窒反応が生じる。したがって、MLDO
が高い場合に起こり易い破砕生汚泥の無駄な好気分解、
それによるアンモニア性窒素の発生を防止できるととも
に、MLDOが低い場合に起こり易い硝化不足を防止で
きる。
く可溶化し最大限に利用して処理水質を高く維持できる
とともに、破砕生汚泥31を含んだ硝化循環液25や沈
殿槽27からの返送汚泥28を脱窒槽22へ戻すことも
あって、脱窒槽22への破砕生汚泥31の投入量を最低
限に抑えることができる。
は放流されるか、または最初沈殿池2へ還流されるが、
脱リンおよび脱窒素が十分なされているので、水処理系
への負荷は少なく、処理水質は高く維持される。
ルビーズ、石臼式破砕機等を利用できる。石臼式破砕機
は、容器の上下に砥石を備え、中心部に投入される生汚
泥を遠心力で周縁部の砥石に向かってはね飛ばし、擦り
合う砥石間に送り込むようにしたものであり微細化効果
が高い。湿式ミルビーズは、石臼式破砕機で破砕した生
汚泥をさらに破砕する場合に用いる。破砕によって汚泥
粘度が低下しているため、貯槽32の攪拌、送泥ポンプ
33の維持管理も容易である。
ムを用いた造粒脱リン法の他、カルシウムを用いた晶析
脱リン法、ドロマイト鉱石による凝集沈殿処理法など
の、汚泥から溶出したリンを除去する処理法が可能であ
る。水処理系で行なうリン溶出防止手段んには、PAC
やポリ鉄などの添加がある。
5992号公報や特開平9−168795号公報に開示
された繊維担体、特開平10−180278号公報に開
示されたポリエステル製柱状担体の他、PEG、PV
A、ポリプロピレンからなる球状、キューブ状、中空円
筒状、柱状などの担体を利用できる。ただし、少なくと
も硝化槽24では、中心部まで活性汚泥が侵入できるポ
ーラスなものを使用する。
状、平板状のウェッジワイヤースクリーンなどを利用で
きる。担体より細かい目幅であることが必要であるが、
浮遊状態の汚泥の通過が困難とならない目幅のものとす
る。
が起こる硝化槽24で苛性ソーダの利用を可とするなら
ば硝化−脱窒の順序が妥当であるが、ランニングコスト
の観点から苛性ソーダの注入を控えるには、脱窒槽22
からの余剰BODの影響は無視できないものの、脱窒−
硝化の順序とし、硝化循環液として脱窒槽に戻す上記し
たフローが適切である。しかし、いずれのフローを選択
しても構わない。
れた破砕生汚泥23のBODが脱窒後の処理水に存在す
る恐れがあるので、過剰なBODを除去するために、ま
た脱窒で発生した微細な窒素ガスの付着により沈降性が
悪くなることがある活性汚泥を沈降分離するために、脱
窒槽の後段に再曝気槽が必要になる。
生汚泥23には有機体窒素が多く含まれていて、この有
機体窒素が脱窒後の処理水のT−Nを上昇させてしまう
ため、単なるBOD除去用の曝気槽ではなく、硝化能を
持った再曝気槽を設置することが望まれる。したがっ
て、硝化−脱窒−再曝気(硝化)というフローとなる。
この処理フローは、上記した脱窒−硝化というフローと
比べると、1槽余分に必要となる。
に説明する。 (実施例1)汚泥返流水処理プラントにおいて、NH4
−N 200mg/Lの汚泥返流水を原水とし、原水流入
量15m3/日、循環+返送15m3/日にて、石臼式破砕
機で破砕したT−BOD 6000〜8000mg/L、
S−BOD 1700〜2400mg/Lの生汚泥を投入
して、硝化率93%、脱窒率85%を達成した。処理フ
ローおよび詳細条件は次のとおりである。
な、脱窒槽と硝化槽とをこの順で配置した水槽を直列に
3段連結した硝化脱窒装置を使用した。図中、先に図1
〜図2を用いて説明したものと同様の作用を有する部材
には図1〜図2と同じ符号を付し詳細な説明は省略す
る。脱窒槽22a,22b,22cは3槽の合計で4.
6m3、硝化槽24a,24b,24cは3槽の合計で
9.3m3、硝化脱窒装置としてはその合計で13.9m3
である。生物付着担体34は8mmΦ×8mmHの六葉突起
断面柱状のポリエステル繊維担体である。42は原水、
43は生汚泥を示す。
等分して各脱窒槽22a,22b,22cに流入させ
た。したがって、1段目の脱窒槽22aでは原水42と
3段目の硝化槽24cからの循環硝化液25と沈殿槽2
7からの返送汚泥28と生汚泥43とが流入して還元、
脱窒が生じ、その脱窒液が硝化槽24aに流入してアン
モニア性窒素が硝酸性窒素に酸化される。2段目の脱窒
槽22bでは原水42と1段目の硝化槽24aからの硝
化液と生汚泥43とが流入して還元、脱窒が生じ、その
脱窒液が硝化槽24bに流入してアンモニア性窒素が硝
酸性窒素に酸化される。3段目の脱窒槽22cでは原水
42と2段目の硝化槽24bからの硝化液と生汚泥43
とが流入して還元、脱窒が生じ、その脱窒液が硝化槽2
4cに流入してアンモニア性窒素が硝酸性窒素に酸化さ
れる。硝化槽24cから流出する硝化液の一部は上記し
たように1段目の脱窒槽22aへ循環され、残りの硝化
液は沈殿槽27へと導かれる。
DO計、制御装置によって、3段目の脱窒槽22cにお
いてORPが−170〜−230mVとなるようにORP
制御を行ない、生汚泥の注入量をコントロールした。ま
た硝化槽24cにおいてMLDO濃度が2〜3mg/Lと
なるように散気量を制御し、BODの好気的分解を抑制
した。汚泥滞留時間は2〜3日とした。
/L,NO2−Nが5mg/L,NO3−Nが5mg/Lとな
った。原水15m3/日に対して脱窒槽に注入された生汚
泥量は、3槽合計で0.6〜0.8m3/日であり、T−
BOD/N比は約2、S−BOD/N比は0.5程度と
なった。
/N比が3程度になるのに比べて、生汚泥をBOD源と
したことで、S−BOD/N比、T−BOD/N比がい
ずれも低くなっており、生汚泥の使用量がいかに少なく
てすんでいるか、すなわち生汚泥がいかに有効に活用さ
れているかがわかる。これは、沈殿槽によって生汚泥を
も沈降分離して循環利用していること、脱窒反応に伴っ
てS−BODが溶出していること、硝化槽で硝化と脱窒
とが同時に進行しBODが無駄に酸化分解されていない
こと、によって導かれたものである。 (実施例2)図4に示したような、脱窒槽22aと硝化
槽24aとをこの順で配置した単段の硝化脱窒装置を使
用して、実施例1とNH4−N濃度が同等の原水42を
脱窒素した。トータルの水槽容量が実施例1と同等にな
るように、脱窒槽22aは4.6m3、硝化槽24aは
9.3m3とした。生汚泥43の性状、ORP、MLDO
制御条件も実施例1と同一である。この実施例2のフロ
ーで実施例1と同等の窒素除去率を得るためには、約
5.1倍の循環+返送が必要であった。
の投入を要したが、生汚泥投入量が多くなったことが硝
化に若干影響し、処理水質はNH4−Nが20mg/L,
NO2−Nが10mg/L,NO3−Nが25mg/Lとなっ
た。 (実施例3)MLDO濃度を6〜8mg/Lと高く設定し
た以外は実施例1と同一条件で脱窒素を行なった。
5m3/日となり、硝化槽で好気的分解により浪費された
ことを示し、処理水質はNH4−Nが5mg/L,NO2−
Nが5mg/L,NO3−Nが30mg/Lとなった。 (実施例4)ORPの制御値を−200〜−260mVと
低く設定した以外は実施例1と同一条件で脱窒素を行な
った。
5m3/日と増え、生汚泥由来の窒素分の酸化が追いつか
ず、処理水質が悪化した。処理水質はNH4−Nが40m
g/L,NO2−Nが10mg/L,NO3−Nが20mg/
Lであった。 (実施例5)NH4−Nが100mg/Lの原水を処理対
象とした以外は実施例1と同一条件で脱窒素を行なっ
た。
/2になり、処理水質はNH4−NがND(検出され
ず),NO2−NがND(検出されず),NO3−Nが2
0mg/Lとなった。
を処理対象とする場合は実施例1の水槽容量では対応で
きない。 (実施例6)汚泥滞留時間を1.5日と短くした以外は
実施例1と同一条件で脱窒素を行なった。
4−Nが5mg/L,NO2−Nが5mg/L,NO3−Nが
30mg/Lの処理水質を得るために、生汚泥は2.0m3
/日必要であった。
ろ、処理水質のNH4−Nが30mg/L,NO2−Nが5
mg/L,NO3−Nが5mg/Lとなり、生汚泥から可溶
化し過ぎたNH4−Nを処理しきれず残存する結果とな
った。
1に示す。
担体を活性汚泥と併用し、硝化槽のMLDOを所定の低
い範囲に維持するようにしたことにより、脱窒槽で脱窒
と生汚泥の可溶化とを進行させることができるととも
に、硝化槽で硝化と脱窒とを同時に進行させることがで
き、生汚泥を最大限に利用することが可能になり、従来
に比べて生汚泥必要量の低減を実現できる。
る下水処理場の処理フローを示す説明図である。
窒素除去工程を詳細に示した説明図である。
る装置構成図である。
る他の装置構成図である。
Claims (3)
- 【請求項1】 水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥
処理系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を硝化
槽と脱窒槽とに順次流入させ生物学的に硝化脱窒するに
際し、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚
泥を破砕し前記硝化槽で硝化された硝化液に対しBOD
源として加えて脱窒を行なう汚泥返流水中の窒素除去方
法であって、前記硝化槽において、生物付着担体を投入
し、槽内混合液の溶存酸素濃度を所定の低い範囲内に制
御する状態において硝化を行なうことを特徴とする汚泥
返流水中の窒素除去方法。 - 【請求項2】 脱窒槽に生物付着担体を投入することを
特徴とする請求項1記載の汚泥返流水中の窒素除去方
法。 - 【請求項3】 活性汚泥が投入された脱窒槽と、散気手
段を有し活性汚泥および生物付着用担体が投入された硝
化槽と、水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥処理系
から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を前記脱窒槽
と硝化槽とに順次流入させ、硝化槽から流出する硝化液
の一部を脱窒槽に循環返送する送水系と、前記水処理系
の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を破砕した破砕生
汚泥を前記脱窒槽あるいは前記硝化槽から脱窒槽への循
環返送路に注入する生汚泥注入手段と、前記脱窒槽へ循
環返送した残りの硝化液より汚泥を分離しその分離汚泥
を脱窒槽に返送する汚泥返送系と、前記硝化槽の槽内混
合液の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度計と、前記
硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度が所定の低い範囲内
に維持されるように前記散気手段の散気量を制御すると
ともに、前記生汚泥注入手段の生汚泥注入量を所定量に
制御する制御手段とを備えたことを特徴とする汚泥返流
水中の窒素除去装置。
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