JP2007275748A - 排水処理方法および排水処理装置 - Google Patents
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Abstract
【課題】排水中に含まれるアンモニアを好適に除去できる排水処理方法を提供する
【解決手段】アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理方法であって、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料から植物抽出物を抽出し、活性汚泥にて硝化反応が行われる前、および、活性汚泥にて脱窒反応が行われる前の少なくともいずれか一方において、排水中に植物抽出物を添加する。植物抽出物の添加により、汚泥の活性を維持・向上させることができ、かつ、汚泥に対して栄養を補給することができる。アンモニア以外にBOD成分が含まれていない排水を処理する場合でも、硝化菌および脱窒菌の失活を防止しつつ硝化・脱窒反応を促進できるので、アンモニアを好適に除去できる。
【選択図】図1
【解決手段】アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理方法であって、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料から植物抽出物を抽出し、活性汚泥にて硝化反応が行われる前、および、活性汚泥にて脱窒反応が行われる前の少なくともいずれか一方において、排水中に植物抽出物を添加する。植物抽出物の添加により、汚泥の活性を維持・向上させることができ、かつ、汚泥に対して栄養を補給することができる。アンモニア以外にBOD成分が含まれていない排水を処理する場合でも、硝化菌および脱窒菌の失活を防止しつつ硝化・脱窒反応を促進できるので、アンモニアを好適に除去できる。
【選択図】図1
Description
本発明は、アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理方法および排水処理装置に関する。
従来、活性汚泥を利用して、アンモニアを含有する排水を生物学的に処理する方法がある。このような排水処理方法として、活性汚泥中の硝化菌によりアンモニアを酸化して硝酸に変換する硝化工程と、活性汚泥中の脱窒菌により硝酸を窒素に変換する脱窒工程とを備えたものがある。
硝化工程では、硝化菌であるアンモニア酸化細菌は、好気条件下で排水中のアンモニアを電子供与体として亜硝酸を生成し、これと共に増殖する。また、硝化菌である亜硝酸酸化細菌は、好気条件下で亜硝酸を電子供与体として硝酸を生成し、これと共に増殖する。
一方、脱窒工程では、脱窒菌は、嫌気条件下でメタノールを電子供与体として硝酸を分子状窒素に還元し、これと共に増殖する。脱窒菌にて生成された窒素は大気に放出される。
一方、脱窒工程では、脱窒菌は、嫌気条件下でメタノールを電子供与体として硝酸を分子状窒素に還元し、これと共に増殖する。脱窒菌にて生成された窒素は大気に放出される。
このように、硝化工程と脱窒工程とでは働く菌の種類、酸化還元状態、電子供与体の種類がそれぞれ異なっている。これら硝化菌および脱窒菌は、排水処理装置において独立した槽内にて利用されるわけではなく、排水が順次硝化・脱窒される流れに沿って槽内を移動し、また汚泥が返送されるために、混合状態で利用されている。この際、各菌は自己の反応・増殖に適した環境に戻ってくるまでの間は不適切な環境に曝され続け、その間に菌の活性が低下して菌体の増殖が停止してしまうという問題がある。
ここで、アンモニアを高濃度に含有する食品工場排水や化学工場排水には、アンモニア以外にBOD(Biological Oxygen Demand)成分が含まれている場合が多く、硝化菌および脱窒菌はBOD成分を自己の反応や増殖に必要な栄養源として利用できる(非特許文献1参照)。しかし、BOD成分が過剰に存在すると、硝化菌および脱窒菌はアンモニアや亜硝酸、硝酸を電子供与体として利用しなくなり、BOD成分を主な栄養源とする他の菌が優先してしまうようにもなる。このため、アンモニアの処理能力が極端に低下してしまう問題がある。
一方、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水中には、アンモニアが高濃度で存在しているものの、栄養源となるBOD成分が殆ど含まれていない。このため、上記のようなBOD成分を含有した排水とは異なり、硝化菌および脱窒菌以外の菌体が優先してしまうことはない。しかし、微生物にとって必須の成分が欠乏状態となるので、硝化菌および脱窒菌は増殖しても必要栄養源が不足しているために失活が早まり、本来菌が持つ活性が十分発現されない、という問題がある。
上記のような問題に対して、活性汚泥に活性維持向上剤を添加し、硝化菌および脱窒菌の活性を維持あるいは向上させる方法が考えられる。これにより、硝化菌および脱窒菌の失活が抑制され、かつ、硝化・脱窒反応が促進されるので、アンモニアの処理能力を向上させることが可能となる。
従来、このような活性維持向上剤を添加するものとして、例えば、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを反応させて窒素ガスに分解する独立栄養性脱窒微生物に対して、ヒドラジン、ヒドロキシルアミン、2価の鉄イオンなどを添加する方法が知られている(例えば、特許文献1,2参照)。
従来、このような活性維持向上剤を添加するものとして、例えば、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを反応させて窒素ガスに分解する独立栄養性脱窒微生物に対して、ヒドラジン、ヒドロキシルアミン、2価の鉄イオンなどを添加する方法が知られている(例えば、特許文献1,2参照)。
また、従来、米ぬか、植物性油の搾り粕等のBOD源と、水溶性重合体とを混合した組成物を使用して、活性汚泥に栄養を補給する方法もある(例えば、特許文献3参照)。この特許文献3の構成において、水溶性重合体は、米ぬか等のBOD源の腐敗を阻止する目的で添加されており、これにより組成物の長期保存が可能とされている。
堺好雄:月刊下水道、Vol.20, 15-18, 1997
特開2003−1292号公報
特開2003−33791号公報
特開平9−75977号公報
しかしながら、上記特許文献1,2に記載の構成では、独立栄養性脱窒微生物を利用して脱窒処理を行うため、排水中にはアンモニア性窒素に対して0.5〜2倍の亜硝酸性窒素が含まれていなければ、好適に脱窒処理を行うことができないおそれがある。
また、上記特許文献3に記載の構成では、米ぬかや植物性油の搾り粕等のBOD源を含む組成物を排水中に投与するので、硝化菌および脱窒菌が分解できないセルロースなどの難分解性物質が排水中に混入することになる。このような難分解性物質は、反応槽の底部に沈積して、硝化菌および脱窒菌にとって毒物となる硫化水素などの化合物が生成されてしまう。これにより、硝化菌および脱窒菌の生息環境を悪化させ、活性を低下させてしまうと共に、硝化菌および脱窒菌以外の菌体が優先してしまうようになる。この結果、アンモニアの処理能力が低下してしまうおそれがある。さらに、水溶性重合体を用いることを必須要件としているため、作業負担や処理コストが大きくなってしまうおそれがある。
本発明の目的は、上記した問題に鑑みて、排水中に含まれるアンモニアを好適に除去できる排水処理方法および排水処理装置を提供することにある。
請求項1に記載の本発明の排水処理方法は、アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理方法であって、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料から植物抽出物を抽出し、前記活性汚泥にて硝化反応が行われる前、および、前記活性汚泥にて脱窒反応が行われる前の少なくともいずれか一方において、前記排水中に前記植物抽出物を添加することを特徴とする。
このような本発明によれば、排水中に植物抽出物を添加することにより、汚泥の活性を維持・向上させることができる。このため、アンモニア以外にBOD成分が含まれていない排水を処理する場合においても、硝化菌および脱窒菌の失活を防止しつつ硝化・脱窒反応を促進できるので、排水中のアンモニアを好適に除去できる。
特に、本発明では植物抽出物を使用するので、上記特許文献3のような難分解性物質の発生がなく、硝化菌および脱窒菌以外の菌体が優先してしまう等の問題がない。また、植物抽出物は、例えば密封保存等により腐敗を防止できるので、上記特許文献3のように水溶性重合体を用いることなく、簡易な手法で長期保存できる。さらに、植物抽出物は、原料自体が安価であり、物理的圧搾法あるいは水抽出法といった簡易な手法で生成することができる。したがって、排水処理効率の低下を防止でき、かつ、作業負担の軽減および処理コストの低下を図ることができる。
特に、本発明では植物抽出物を使用するので、上記特許文献3のような難分解性物質の発生がなく、硝化菌および脱窒菌以外の菌体が優先してしまう等の問題がない。また、植物抽出物は、例えば密封保存等により腐敗を防止できるので、上記特許文献3のように水溶性重合体を用いることなく、簡易な手法で長期保存できる。さらに、植物抽出物は、原料自体が安価であり、物理的圧搾法あるいは水抽出法といった簡易な手法で生成することができる。したがって、排水処理効率の低下を防止でき、かつ、作業負担の軽減および処理コストの低下を図ることができる。
また、本発明では、排水中のアンモニア処理に硝化菌および脱窒菌を利用し、上記特許文献1,2のような独立栄養性脱窒微生物を利用しないので、排水中のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素との比率を考慮せずに排水処理を実施できる。
ところで、硝化菌および脱窒菌を利用した排水処理においては、硝化菌および脱窒菌による硝化・脱窒の各反応は、40℃以下の範囲では高温であるほど反応速度が高くなるという性質がある。一方、37℃を越えると各菌体の失活が早まるという性質もある。このため、37℃以上にて各菌体の失活を最小限に留め、かつ、硝化・脱窒反応を高速で進行させる技術が望まれている。
この点、本発明の排水処理法によれば、植物抽出物を添加することにより、37℃を超えても活性汚泥の活性を高く維持できるので、各菌体の失活を防止でき、かつ、硝化・脱窒の各反応を良好に進行させることができる。
ところで、硝化菌および脱窒菌を利用した排水処理においては、硝化菌および脱窒菌による硝化・脱窒の各反応は、40℃以下の範囲では高温であるほど反応速度が高くなるという性質がある。一方、37℃を越えると各菌体の失活が早まるという性質もある。このため、37℃以上にて各菌体の失活を最小限に留め、かつ、硝化・脱窒反応を高速で進行させる技術が望まれている。
この点、本発明の排水処理法によれば、植物抽出物を添加することにより、37℃を超えても活性汚泥の活性を高く維持できるので、各菌体の失活を防止でき、かつ、硝化・脱窒の各反応を良好に進行させることができる。
請求項2に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1に記載の排水処理方法において、前記活性汚泥にて脱窒反応が行われる前に、前記排水中に前記活性汚泥中の脱窒菌の電子供与体を添加することを特徴とする。
ここで、電子供与体としては、例えばメタノールなどが例示できる。
このような発明によれば、脱窒菌による脱窒反応をより高効率で進行させることができる。
ここで、電子供与体としては、例えばメタノールなどが例示できる。
このような発明によれば、脱窒菌による脱窒反応をより高効率で進行させることができる。
請求項3に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1または請求項2に記載の排水処理方法において、前記植物原料には、サトウキビ、テンサイ、トウモロコシ、フスマ、コメヌカ、ダイズのうち少なくともいずれか一種を用いることを特徴とする。
このような本発明において、植物原料としてサトウキビおよびテンサイを選択した場合、植物抽出物としては、例えばサトウキビおよびテンサイを物理的圧搾した糖蜜や、この糖蜜から糖を製造する過程で生じる廃糖蜜を使用することができる。
また、植物原料としてトウモロコシを選択した場合、植物抽出物としては、例えばトウモロコシからでん粉や油などの各種製品を製造する過程で生じるコーンスティープリカーを使用することができる。
さらに、植物原料としてフスマ、コメヌカ、ダイズを選択した場合、植物抽出物としては、例えば当該植物原料を加工する過程で生じた粕を水抽出することで得られた液体を使用することができる。
このように、各種植物原料から食料製品等を製造する際の副産物あるいは食料廃棄物を排水処理に有効活用でき、排水処理コストを大幅に低減できる。さらに、環境保全にも貢献できる。特に、植物抽出物として、サトウキビまたはテンサイから抽出した廃糖蜜、あるいは、フスマからの抽出物を使用すれば、硝化菌および脱窒菌の活性をより向上でき、かつ、硝化・脱窒反応をより促進させることができる。
また、植物原料としてトウモロコシを選択した場合、植物抽出物としては、例えばトウモロコシからでん粉や油などの各種製品を製造する過程で生じるコーンスティープリカーを使用することができる。
さらに、植物原料としてフスマ、コメヌカ、ダイズを選択した場合、植物抽出物としては、例えば当該植物原料を加工する過程で生じた粕を水抽出することで得られた液体を使用することができる。
このように、各種植物原料から食料製品等を製造する際の副産物あるいは食料廃棄物を排水処理に有効活用でき、排水処理コストを大幅に低減できる。さらに、環境保全にも貢献できる。特に、植物抽出物として、サトウキビまたはテンサイから抽出した廃糖蜜、あるいは、フスマからの抽出物を使用すれば、硝化菌および脱窒菌の活性をより向上でき、かつ、硝化・脱窒反応をより促進させることができる。
請求項4に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1ないし請求項3のいずれかに記載の排水処理方法において、前記植物抽出物の添加量は、一日当たりの前記排水の流入量に対して乾物換算で10ppm以上500ppm以下とすることを特徴とする。
ここで、植物抽出物の添加量は、一日当たりの前記排水の流入量に対して、乾物換算で20ppm以上さらに好ましくは50ppm以上、かつ、500ppm以下であることが好ましい。
なお、植物抽出物の添加量が、一日当たりの前記排水の流入量に対して乾物換算で10ppmよりも低い場合は、汚泥の活性を十分に維持・向上させることができず、500ppmよりも高い場合は、排水処理後の処理水中のCOD(Chemical Oxygen Demand)濃度を高めてしまう問題がある。
ここで、植物抽出物の添加量は、一日当たりの前記排水の流入量に対して、乾物換算で20ppm以上さらに好ましくは50ppm以上、かつ、500ppm以下であることが好ましい。
なお、植物抽出物の添加量が、一日当たりの前記排水の流入量に対して乾物換算で10ppmよりも低い場合は、汚泥の活性を十分に維持・向上させることができず、500ppmよりも高い場合は、排水処理後の処理水中のCOD(Chemical Oxygen Demand)濃度を高めてしまう問題がある。
このような本発明によれば、植物抽出物を上記範囲で調整して添加することにより、汚泥の活性を確実に維持・向上させることができる。このため、アンモニア以外にBOD成分が含まれていない排水を処理する場合においても、硝化菌および脱窒菌の失活を確実に防止でき、硝化・脱窒反応を確実に進行させることができる。
請求項5に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1ないし請求項4のいずれかに記載の排水処理方法において、前記排水処理後の処理水を公共水面に放流するに当って、前記処理水中のCOD成分の濃度が環境規制範囲内に収まる条件で、前記植物抽出物の添加量を調整することを特徴とする。
上記のように、本発明では、植物抽出物を添加することで排水処理効率を確実に向上させることができ、さらに添加量を増加させれば排水処理効率もより向上できる。しかし、植物抽出物の添加量が多すぎると、排水処理後の処理水中のCOD成分の濃度が環境規制範囲内に収まらなくなる。このため、上記条件で前記植物抽出物の添加量の上限を規定する必要がある。このような範囲内で排水処理を実施した処理水は、例えば公共水面に放流しても赤潮等の環境問題を引き起こすことがないので、環境保全を図ることができる。
請求項6に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1ないし請求項5のいずれかに記載の排水処理方法において、前記排水処理後の処理水中におけるCOD成分の濃度が、前記植物抽出物を添加しない条件で前記排水処理を実施した場合における当該処理水中のCOD成分の濃度に対して、500ppmを越えない条件で、前記植物抽出物を添加することを特徴とする。
より好ましくは、上記処理水中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件での上記処理水中におけるCOD成分の濃度に対して、400ppmを越えない条件で、前記植物抽出物を添加する。
より好ましくは、上記処理水中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件での上記処理水中におけるCOD成分の濃度に対して、400ppmを越えない条件で、前記植物抽出物を添加する。
このような本発明によれば、安定的に活性汚泥の活性を維持・向上できると共に、処理水中のCOD濃度を低く抑えることができる。
なお、上記処理水中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件での上記処理水中におけるCOD成分の濃度に対して500ppm以上となってしまった場合、植物抽出物を消費しきれずに処理水中のCODが上昇するおそれがある。
なお、上記処理水中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件での上記処理水中におけるCOD成分の濃度に対して500ppm以上となってしまった場合、植物抽出物を消費しきれずに処理水中のCODが上昇するおそれがある。
請求項7に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1ないし請求項6のいずれかに記載の排水処理方法において、前記排水中のアンモニア濃度は、300ppm以上であることを特徴とする。
より好ましくは、前記排水中のアンモニア濃度は、500ppm以上3000ppm以下である。
本発明によれば、発電設備からの排水など、アンモニア濃度が300ppm以上の高濃度のアンモニア含有排水に対して、最適な排水処理を実施できる。
より好ましくは、前記排水中のアンモニア濃度は、500ppm以上3000ppm以下である。
本発明によれば、発電設備からの排水など、アンモニア濃度が300ppm以上の高濃度のアンモニア含有排水に対して、最適な排水処理を実施できる。
請求項8に記載の本発明の排水処理方法は、請求項1ないし請求項7のいずれかに記載の排水処理方法において、前記排水は、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水であることを特徴とする。
ここで、発電設備は常時稼動しているので、当該発電設備より継続的に多量の燃焼排ガスが発生する。そして、この燃焼排ガスを脱硫・脱硝した際に発生した排水には、高濃度のアンモニアが含まれているので、そのまま公共水面に放流することができない。
ここにおいて、当該排水に石灰や塩化鉄などの化学的な凝集剤を添加してアンモニアを沈殿・除去する方法も考えられるが、高濃度のアンモニアを含有する多量の排水を処理するためには多量の凝集剤が必要となり、処理コストが高くなってしまう。また、当該排水には活性汚泥の栄養源となるBOD成分が殆ど含まれていないため、このような排水を硝化・脱窒処理する菌体の活性を維持することが困難となる。
このような観点から、発電設備からの多量の排水を安価でかつ効率良く処理する技術が求められている。また、発電設備からの排水の温度は高温であるため、当該排水を処理する場合には、硝化槽および脱窒槽の温度を37℃以下に保つことが難しい場合も少なく、37℃よりも高温となった場合でも運転可能な技術が求められている。
ここにおいて、当該排水に石灰や塩化鉄などの化学的な凝集剤を添加してアンモニアを沈殿・除去する方法も考えられるが、高濃度のアンモニアを含有する多量の排水を処理するためには多量の凝集剤が必要となり、処理コストが高くなってしまう。また、当該排水には活性汚泥の栄養源となるBOD成分が殆ど含まれていないため、このような排水を硝化・脱窒処理する菌体の活性を維持することが困難となる。
このような観点から、発電設備からの多量の排水を安価でかつ効率良く処理する技術が求められている。また、発電設備からの排水の温度は高温であるため、当該排水を処理する場合には、硝化槽および脱窒槽の温度を37℃以下に保つことが難しい場合も少なく、37℃よりも高温となった場合でも運転可能な技術が求められている。
この点、本発明によれば、BODの濃度が不十分な発電設備からの排水でも、植物抽出物を添加することにより、汚泥の活性を維持・向上させることができると共に、汚泥に対して栄養を補給することができる。しかも、37℃を超えても活性汚泥の活性を維持できるので、硝化、脱窒の各反応を良好に進行させることができる。このように、本発明は発電設備からの排水処理において特に優れた効果を発揮することができ、当該排水中の高濃度のアンモニアを高効率で除去することができる。
請求項9に記載の本発明の排水処理装置は、アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理装置であって、前記排水を内部に導入可能に設けられ、内部に充填された活性汚泥にて当該排水中のアンモニアを硝化させる硝化槽と、この硝化層の下流側に設けられ、内部に前記硝化層にて硝化された排水が導入されて、内部に充填された活性汚泥にて当該排水中の硝酸を脱窒させる脱窒槽と、この脱窒槽の下流側に設けられ、内部に前記脱窒槽にて脱窒された排水が導入されて、当該排水を内部に収容する受槽と、この受槽の底部に設けられ、前記受槽の底部に堆積した活性汚泥を前記硝化槽および前記脱窒槽の少なくともいずれか一方に返送する返送手段と、前記硝化槽および前記脱窒槽の少なくともいずれか一方に接続され、前記硝化槽内あるいは前記脱窒槽内の排水中に植物抽出物を注入する注入手段と、を備えて構成されており、前記排水は、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水であり、前記植物抽出物は、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料より抽出して生成されていることを特徴とする。
本発明によれば、上記した本発明の排水処理方法と同様に、排水中に植物抽出物を添加することにより、排水中のアンモニアを好適に除去できる。
特に、BODの濃度が不十分でかつ高温な発電設備からの排水中のアンモニアを好適に除去できる。すなわち、硝化槽あるいは脱窒槽の排水中に植物抽出物を添加することで、硝化菌および脱窒菌の活性を向上できるので、排水中のBOD濃度が不十分であっても当該菌体の失活を低く抑えることができる。また、硝化槽および脱窒槽の温度が37℃より高くても当該菌体の失活を抑制できる。このため、硝化・脱窒槽では硝化・脱窒反応を効率良く進行させることができ、当該排水中のアンモニアを好適に除去できる。
さらに、返送手段にて受槽の汚泥を硝化層あるいは脱窒槽に返送することで、比較的に増殖能力が低い硝化菌および脱窒菌を硝化・脱窒槽に補充することができ、硝化・脱窒反応の効率をさらに高めることができる。また、受槽中の排水に含まれた未使用の植物抽出物などを再度硝化・脱窒槽に戻して活性汚泥に消費させることで、排水処理後の処理水中のCOD濃度を低減でき、当該処理水を公共水面に安全に放流することができる。
特に、BODの濃度が不十分でかつ高温な発電設備からの排水中のアンモニアを好適に除去できる。すなわち、硝化槽あるいは脱窒槽の排水中に植物抽出物を添加することで、硝化菌および脱窒菌の活性を向上できるので、排水中のBOD濃度が不十分であっても当該菌体の失活を低く抑えることができる。また、硝化槽および脱窒槽の温度が37℃より高くても当該菌体の失活を抑制できる。このため、硝化・脱窒槽では硝化・脱窒反応を効率良く進行させることができ、当該排水中のアンモニアを好適に除去できる。
さらに、返送手段にて受槽の汚泥を硝化層あるいは脱窒槽に返送することで、比較的に増殖能力が低い硝化菌および脱窒菌を硝化・脱窒槽に補充することができ、硝化・脱窒反応の効率をさらに高めることができる。また、受槽中の排水に含まれた未使用の植物抽出物などを再度硝化・脱窒槽に戻して活性汚泥に消費させることで、排水処理後の処理水中のCOD濃度を低減でき、当該処理水を公共水面に安全に放流することができる。
以下、本発明の一実施形態を図面に基づいて説明する。図1は、本発明の一実施形態に係る排水処理方法を実施するための排水処理装置を示した模式図である。
〔排水処理装置の構成〕
図1において、1は排水処理装置であり、この排水処理装置1は、排水に含まれるアンモニアを活性汚泥を利用して硝化・脱窒する排水処理を実施するものである。このような排水処理装置1は、互いに直列に接続された、原水貯留層2と、4つの硝化槽3A〜3Dと、4つの脱窒槽4A〜4Dと、酸化槽5(受槽)と、沈殿槽6(受槽)とを備えている。
図1において、1は排水処理装置であり、この排水処理装置1は、排水に含まれるアンモニアを活性汚泥を利用して硝化・脱窒する排水処理を実施するものである。このような排水処理装置1は、互いに直列に接続された、原水貯留層2と、4つの硝化槽3A〜3Dと、4つの脱窒槽4A〜4Dと、酸化槽5(受槽)と、沈殿槽6(受槽)とを備えている。
原水貯留層2は、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水(以下、原水と称す)を貯留する。原水には、300ppm以上、好ましくは500ppm以上3000ppm以下の高濃度のアンモニアと、硫酸カルシウムなどの特定の物質が含まれている。また、原水には、アンモニアおよび該物質以外には、栄養源となるBOD成分は殆ど含まれておらず、当該BOD成分の濃度は3000ppm以下である。
硝化槽3A〜3Dは、原水貯留層2の下流側に一連に設けられた好気性の槽であり、原水貯留層2からの原水に含まれたアンモニアを硝化する硝化工程を実施する。この硝化槽3A〜3Dでは、硝化槽3Aに原水貯留層2からの原水が導入されて、硝化槽3Aに導入された原水は硝化槽3B〜3Dへと順に流通するようになっている。
このような硝化槽3A〜3Dの底部には、硝化ブロワ7の配管がそれぞれ接続され、硝化ブロワ7より例えば100〜2000ml/l・minの流量で空気が吹き込まれる(曝気)。これにより硝化槽3A〜3Dの内部が均一に攪拌されると共に、好気性雰囲気が形成される。
そして、硝化槽3A〜3D内部には、活性汚泥を付着させるためのリアクタ31がそれぞれ設けられている。このリアクタ31に付着した活性汚泥では、主に好気性の硝化菌であるアンモニア酸化細菌および亜硝酸酸化細菌が機能する。なお、活性汚泥を付着させる手段としては、リアクタ31を設置するものに限らず、内部に活性汚泥を収容する固定化担体を硝化槽3A〜3D内に投入するものでもよい。
そして、硝化槽3A〜3D内部には、活性汚泥を付着させるためのリアクタ31がそれぞれ設けられている。このリアクタ31に付着した活性汚泥では、主に好気性の硝化菌であるアンモニア酸化細菌および亜硝酸酸化細菌が機能する。なお、活性汚泥を付着させる手段としては、リアクタ31を設置するものに限らず、内部に活性汚泥を収容する固定化担体を硝化槽3A〜3D内に投入するものでもよい。
アンモニア酸化細菌としては、Nitrosomonas europaeaなどが挙げられ、このようなアンモニア酸化細菌は原水中のアンモニアを電子供与体として、以下に示すようにして亜硝酸を生成する。
〔化学式〕
NH4+1.5O2→NO2 −+H2O+2H+…(1)
NH4+1.5O2→NO2 −+H2O+2H+…(1)
亜硝酸酸化細菌としては、Nitrobacter winogradskyiなどが挙げられ、このような亜硝酸酸化細菌は、アンモニア酸化細菌にて生成された亜硝酸を電子供与体として、以下に示すようにして硝酸を生成する。
〔化学式〕
NO2 −+0.5O2→NO3 −…(2)
NO2 −+0.5O2→NO3 −…(2)
また、硝化槽3Aには注入手段8が接続されており、この注入手段8により植物抽出物が硝化槽3A内部に所定量注入されるようになっている。植物抽出物は、サトウキビ、テンサイ、トウモロコシ、フスマ、コメヌカ、ダイズのうち少なくともいずれか一種の植物原料から抽出した液体である。
なお、注入手段8より、植物抽出物と共にリン酸カリウム(KH2PO4、K2HPO4、K3PO4)水溶液を注入する構成としてもよい。これにより、汚泥の活性維持向上効果をより高めることが可能となる。
なお、注入手段8より、植物抽出物と共にリン酸カリウム(KH2PO4、K2HPO4、K3PO4)水溶液を注入する構成としてもよい。これにより、汚泥の活性維持向上効果をより高めることが可能となる。
さらに、硝化槽3Aには、槽内の原水のpHを測定するpHセンサ32が接続されている。また、硝化槽3Aには、水酸化ナトリウム水溶液などを槽液に導入して、槽内の原水のpHを所定値に調整するpH調整手段33が接続されている。このようなpHセンサ32およびpH調整手段33にて、硝化槽3A〜3D内のpHが所定の値に維持されるようになっている。
また、硝化槽3A〜3Dには、硝化槽3A〜3Dの温度を所定値に制御する図示しない温度制御手段が設けられている。
また、硝化槽3A〜3Dには、硝化槽3A〜3Dの温度を所定値に制御する図示しない温度制御手段が設けられている。
脱窒槽4A〜4Dは、硝化槽3Dの下流側に一連に設けられた嫌気性の槽であり、硝化槽3Dからの原水に含まれた硝酸を脱窒する脱窒工程を実施する。この脱窒槽4A〜4Dでは、脱窒槽4Aに硝化槽3Dからの原水が導入されて、脱窒槽4Aに導入された原水は脱窒槽4B〜4Dへと順に流通するようになっている。
このような脱窒槽4A〜4Dの内部は嫌気性雰囲気となっており、また、底部には攪拌装置41設けられて、この攪拌装置41の攪拌により各槽内が均質に混合された状態となっている。
このような脱窒槽4A〜4Dの内部は嫌気性雰囲気となっており、また、底部には攪拌装置41設けられて、この攪拌装置41の攪拌により各槽内が均質に混合された状態となっている。
このような脱窒槽4A〜4D内部を流通する活性汚泥では、主に嫌気性の菌体である脱窒菌が機能する。このような脱窒菌としては、硝酸還元菌であるParacoccus denitrificansなどが挙げられる。
そして、脱窒槽4Aには注入手段9が接続されており、この注入手段9により植物抽出物が脱窒槽4A内部に所定量注入されるようになっている。植物抽出物は、注入手段8で使用するものと同様である。また、注入手段9より、植物抽出物と共に、メタノールなどの電子供与体も注入する。
上記硝酸還元菌は、この注入手段9からの植物抽出物および電子供与体を取り込んで、以下に示すようにして硝酸から分子状窒素を生成する。この硝酸還元菌の作用により発生した窒素ガスは、脱窒槽4A〜4Dの上方から大気に放出されるようになっている。
そして、脱窒槽4Aには注入手段9が接続されており、この注入手段9により植物抽出物が脱窒槽4A内部に所定量注入されるようになっている。植物抽出物は、注入手段8で使用するものと同様である。また、注入手段9より、植物抽出物と共に、メタノールなどの電子供与体も注入する。
上記硝酸還元菌は、この注入手段9からの植物抽出物および電子供与体を取り込んで、以下に示すようにして硝酸から分子状窒素を生成する。この硝酸還元菌の作用により発生した窒素ガスは、脱窒槽4A〜4Dの上方から大気に放出されるようになっている。
〔化学式〕
2NO3 −+10H+→N2+4H2O+2OH−…(3)
2NO3 −+10H+→N2+4H2O+2OH−…(3)
そして、脱窒槽4Aには、槽液のpHを測定するpHセンサ42が接続されている。また、脱窒槽4Aには、塩酸水溶液などを槽内の原水に導入して、槽内の原水のpHを所定値に調整するpH調整手段43が接続されている。このようなpHセンサ42およびpH調整手段43にて、脱窒槽4A〜4D内のpHが所定の値に維持されるようになっている。さらに、脱窒槽4A〜4Dには、脱窒槽4A〜4Dの温度を所定値に制御する図示しない温度制御手段が設けられている。
酸化槽5は、脱窒槽4Dの下流側に一連に設けられた好気性の槽であり、脱窒槽4Dからの脱窒後の原水(以下、処理水と称す)中に残存した植物抽出物等のCOD成分を酸化分解する。このような酸化槽5の底部には、硝化槽3A〜3Dと同様に硝化ブロワ7の配管が接続され、この硝化ブロワ7より例えば100〜2000ml/l・minの流量で空気が吹き込まれる(曝気)。これにより、酸化槽5が好気性雰囲気となって、硝化菌の作用により、処理水中からCOD成分が効率良く除去される。
また、酸化槽5の底部には汚泥返送手段51が設けられており、酸化槽5内部の活性汚泥は、硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aの少なくともいずれか一方に、所定の頻度で返送されるようになっている。これにて、硝化槽3A〜3Dおよび脱窒槽4A〜4Dの各槽内における活性汚泥の濃度が所定の値に維持されるようになっている。
沈殿槽6は、酸化槽5の下流側に設けられて、酸化槽5からの処理水中に含まれた活性汚泥を沈殿させる。この沈殿槽6では、酸化槽5からの処理水中のうち活性汚泥は底部に沈殿する。一方、当該処理水中のうち上澄み液は、適宜後処理が施されて公共水面に放流されるようになっている。
また、沈殿槽6の底部には、酸化槽5における汚泥返送手段51と同様に、汚泥返送手段61が設けられており、この汚泥返送手段61は、沈殿槽6の底部に沈殿した活性汚泥を所定の頻度で硝化槽3Aに返送する。
また、沈殿槽6の底部には、酸化槽5における汚泥返送手段51と同様に、汚泥返送手段61が設けられており、この汚泥返送手段61は、沈殿槽6の底部に沈殿した活性汚泥を所定の頻度で硝化槽3Aに返送する。
〔植物抽出物の生成〕
植物抽出物の原料は、上述のように、サトウキビ、テンサイ、トウモロコシ、フスマ、コメヌカ、ダイズのうち少なくともいずれか一種を使用する。抽出は、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で実施する。
具体的には、植物原料としてサトウキビ、テンサイを使用する場合、植物抽出物としては、製糖工程で生じる糖蜜あるいは廃糖蜜を使用する。糖蜜は、サトウキビあるいはテンサイを物理的に圧搾することにより得られる糖汁である。廃糖蜜は、この糖蜜から糖分以外の成分を分離し、さらにしょ糖などの糖分を精製した後に残留する液体である。
植物抽出物の原料は、上述のように、サトウキビ、テンサイ、トウモロコシ、フスマ、コメヌカ、ダイズのうち少なくともいずれか一種を使用する。抽出は、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で実施する。
具体的には、植物原料としてサトウキビ、テンサイを使用する場合、植物抽出物としては、製糖工程で生じる糖蜜あるいは廃糖蜜を使用する。糖蜜は、サトウキビあるいはテンサイを物理的に圧搾することにより得られる糖汁である。廃糖蜜は、この糖蜜から糖分以外の成分を分離し、さらにしょ糖などの糖分を精製した後に残留する液体である。
また、植物原料としてトウモロコシを使用する場合、植物抽出物としてはコーンスティープリカーを使用する。コーンスティープリカーは、コーンウエットミリング方法にてトウモロコシからでん粉や油などの各種製品を分離する際に発生する副産物であり、トウモロコシから溶出した可溶性成分を含む液体、あるいは当該可溶性成分と乳酸発酵で生成された成分とを含む液体である。
さらに、植物原料としてフスマ、コメヌカ、ダイズを使用する場合、植物抽出物としては、当該植物原料を粉状にしたものを水中に所定時間浸漬させた懸濁液を所定時間加熱し、この懸濁液を固液分離した液体部分を使用する。
〔排水処理動作〕
次に、上記排水処理装置1を用いた排水処理動作について説明する。
まず、発電設備からの原水を原水貯留層2に導入して、この原水貯留層2に貯留された原水を硝化槽3Aに導入する。これと共に、硝化槽3Aには注入手段8より所定量の植物抽出物を注入する。これにより、硝化槽3A〜3Dにおける活性汚泥が高活性となり、好気性の硝化菌は、原水におけるBOD成分が低濃度であっても、硝化反応を高効率で進行させる。一方、嫌気性の脱窒菌は、好気性雰囲気の硝化槽3A〜3Dにおいても、その失活が抑制される。
次に、上記排水処理装置1を用いた排水処理動作について説明する。
まず、発電設備からの原水を原水貯留層2に導入して、この原水貯留層2に貯留された原水を硝化槽3Aに導入する。これと共に、硝化槽3Aには注入手段8より所定量の植物抽出物を注入する。これにより、硝化槽3A〜3Dにおける活性汚泥が高活性となり、好気性の硝化菌は、原水におけるBOD成分が低濃度であっても、硝化反応を高効率で進行させる。一方、嫌気性の脱窒菌は、好気性雰囲気の硝化槽3A〜3Dにおいても、その失活が抑制される。
硝化槽3A〜3Dにて硝化工程が施された原水は、脱窒槽4Aへと導入され、脱窒槽4Aから脱窒槽4Dへと順に流通する。これと共に、脱窒槽4Aには、注入手段9より所定量の植物抽出物および電子供与体を注入する。これにより、脱窒槽4A〜4Dにおける活性汚泥が高活性となり、嫌気性の脱窒菌は、原水におけるBOD成分が低濃度であっても、脱窒反応を高効率で進行させる。一方、好気性の硝化菌は、嫌気性雰囲気の脱窒槽4A〜4Dにおいても、その失活が抑制される。
この後、脱窒槽4A〜4Dにて脱窒された原水は処理水となって酸化槽5へと導入され、再び好気性雰囲気に曝される。これにより、処理水中に残存した植物抽出物等のCOD成分が除去され、酸化処理後の処理水は沈殿槽6へと導入される。
また、酸化槽5内の活性汚泥は、汚泥返送手段51にて、硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aの少なくともいずれか一方に、所定の頻度で返送される。これにより、硝化菌および脱窒菌を、硝化槽3Aあるいは脱窒槽4Aに補充することができ、硝化・脱窒反応の効率をさらに高めることができる。また、酸化槽5中の処理水に含まれた未使用の植物抽出物などを、再度、硝化槽3Aあるいは脱窒槽4Aに戻して活性汚泥に消費させることで、処理水中のCOD濃度を低減でき、当該処理水を公共水面に安全に放流することができる。
また、酸化槽5内の活性汚泥は、汚泥返送手段51にて、硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aの少なくともいずれか一方に、所定の頻度で返送される。これにより、硝化菌および脱窒菌を、硝化槽3Aあるいは脱窒槽4Aに補充することができ、硝化・脱窒反応の効率をさらに高めることができる。また、酸化槽5中の処理水に含まれた未使用の植物抽出物などを、再度、硝化槽3Aあるいは脱窒槽4Aに戻して活性汚泥に消費させることで、処理水中のCOD濃度を低減でき、当該処理水を公共水面に安全に放流することができる。
そして、沈殿槽6では処理水中の活性汚泥が沈殿槽6の底部に沈殿し、沈殿した当該汚泥は汚泥返送手段61にて所定の頻度で硝化槽3Aに返送される。これにより、硝化菌および脱窒菌を硝化槽3Aに補充でき、硝化反応の効率をさらに高めることができると共に、処理水中のCOD濃度をさらに低減できる。
一方、沈殿槽6中の上澄み液は、必要に応じて、例えばろ過処理、活性炭処理、あるいはこれらの組み合わせ等を含む後処理が施された後に、海や河川などの公共水面に放流される。以上にて、排水処理が終了する。
一方、沈殿槽6中の上澄み液は、必要に応じて、例えばろ過処理、活性炭処理、あるいはこれらの組み合わせ等を含む後処理が施された後に、海や河川などの公共水面に放流される。以上にて、排水処理が終了する。
なお、注入手段8および注入手段9による植物抽出物の注入量は、両方を併せて、一日当たりの原水の流入量に対して、乾物換算で10ppm以上より好ましくは20ppm以上さらに好ましくは50ppm以上、かつ、500ppm以下となる条件とすることが好ましい。これにより、活性汚泥の活性向上効果が確実に得られる。
また、注入手段8および注入手段9では、沈殿槽6中の上澄み液を公共水面に放流するに当って、上澄み液中のCOD成分の濃度が環境規制範囲内に収まる条件で、植物抽出物の添加量を調整することが望ましい。これにより、処理水を公共水面に放流しても赤潮等の環境問題を引き起こすおそれがなく、環境保全を図ることができる。
さらに、注入手段8および注入手段9では、沈殿槽6中の上澄み液中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件で排水処理を実施した場合における沈殿槽6中の上澄み液中のCOD成分の濃度に対して、500ppmを越えない条件で、植物抽出物を添加することが好ましい。これにより、安定的に活性汚泥の活性を維持・向上できると共に、処理水中のCOD濃度を低く抑えることができる。
また、注入手段8および注入手段9では、沈殿槽6中の上澄み液を公共水面に放流するに当って、上澄み液中のCOD成分の濃度が環境規制範囲内に収まる条件で、植物抽出物の添加量を調整することが望ましい。これにより、処理水を公共水面に放流しても赤潮等の環境問題を引き起こすおそれがなく、環境保全を図ることができる。
さらに、注入手段8および注入手段9では、沈殿槽6中の上澄み液中におけるCOD成分の濃度が、植物抽出物を添加しない条件で排水処理を実施した場合における沈殿槽6中の上澄み液中のCOD成分の濃度に対して、500ppmを越えない条件で、植物抽出物を添加することが好ましい。これにより、安定的に活性汚泥の活性を維持・向上できると共に、処理水中のCOD濃度を低く抑えることができる。
〔実施形態の変形〕
なお、本発明は上述の実施形態に限定されるものではなく、本発明の目的を達成できる範囲での変形、改良等は本発明に含まれるものである。
例えば、前記実施形態では、発電設備からの高濃度のアンモニア含有排水を原水とする構成を例示したが、これに限らない。すなわち、本発明の排水処理方法では、低濃度のアンモニア含有排水に対しても脱窒処理を施すことができる。また、食品工場排水や化学設備排水など、アンモニア以外のBOD成分を含んだ排水に対しても脱窒処理を施すことができる。
なお、本発明は上述の実施形態に限定されるものではなく、本発明の目的を達成できる範囲での変形、改良等は本発明に含まれるものである。
例えば、前記実施形態では、発電設備からの高濃度のアンモニア含有排水を原水とする構成を例示したが、これに限らない。すなわち、本発明の排水処理方法では、低濃度のアンモニア含有排水に対しても脱窒処理を施すことができる。また、食品工場排水や化学設備排水など、アンモニア以外のBOD成分を含んだ排水に対しても脱窒処理を施すことができる。
前記実施形態では、排水処理装置1は、4つの硝化槽3A〜3Dと、この硝化槽の下流に設けられた脱窒槽4A〜4Dとを備えた構成としたが、これに限らない。すなわち、例えば、排水処理装置は、脱窒槽と、この脱窒槽の下流側に設けられた硝化槽とを備え、脱窒槽に汚泥を返送する構成としてもよい。このような構成でも上記実施形態と同様の排水処理を実施でき、特に化学設備排水からの排水などのアンモニアおよび硝酸を多く含む排水を好適に処理できる。また、硝化槽および脱窒槽の数は任意である。
前記実施形態では、脱窒槽4A〜4D内部が嫌気性雰囲気となっているとしたが、さらに、脱窒槽4A〜4D内部に図示しない窒素ガス供給手段の配管を接続し、この窒素ガス供給手段より各槽内に窒素ガスを吹き込む構成としてもよい。これにより、嫌気性雰囲気を早急に形成することができるので、例えば運転初期からも嫌気性雰囲気を形成でき、脱窒反応を高効率で進行させることができる。
前記実施形態では、沈殿槽6を設ける構成としたが、沈殿槽6の代わり、あるいは、沈殿槽6の下流側にさらに、前記処理水を遠心分離して活性汚泥を凝縮する集泥器を設けてもよい。このような構成によれば、処理水における上澄み液および活性汚泥を、より確実に分離できる。
前記実施形態では、酸化槽5に汚泥返送手段51を設け、かつ、沈殿槽6に汚泥返送手段61を設ける構成としたが、これに限らず、汚泥返送手段は、酸化槽5および沈殿槽6のいずれか一方にのみ設ける構成としてもよい。このような構成でも、硝化菌および脱窒菌を硝化槽3Aあるいは脱窒槽4Aに補充でき、硝化・脱窒反応の効率を高めることができると共に、処理水中のCOD濃度を低減できる。
以下、実施例を挙げて、本発明をより具体的に説明する。
(1)排水処理装置の運転
1槽あたり1000トンの容量を有する硝化槽3A〜3Dと、1槽あたり750トンの容量を有する脱窒槽4A〜4Dとを備えた排水処理装置1(図1参照)に原水を連続的に通水した。
原水中の主な成分は、カルシウムイオン400ppm、硫酸イオン14000ppm、ナトリウムイオン90ppm、カリウムイオン15ppm、マグネシウムイオン500ppm、鉄イオン30ppm、塩素イオン150ppm、バナジウムイオン2ppm、ニッケルイオン1ppm以下、リン1.2ppmであった。またアンモニウムイオンは980ppmであった。
(1)排水処理装置の運転
1槽あたり1000トンの容量を有する硝化槽3A〜3Dと、1槽あたり750トンの容量を有する脱窒槽4A〜4Dとを備えた排水処理装置1(図1参照)に原水を連続的に通水した。
原水中の主な成分は、カルシウムイオン400ppm、硫酸イオン14000ppm、ナトリウムイオン90ppm、カリウムイオン15ppm、マグネシウムイオン500ppm、鉄イオン30ppm、塩素イオン150ppm、バナジウムイオン2ppm、ニッケルイオン1ppm以下、リン1.2ppmであった。またアンモニウムイオンは980ppmであった。
排水処理装置1の運転は、一日に供給する汚泥の量を4つの硝化槽3A〜3Dの全容量で除した値を負荷率(%)とし、この負荷率を変更して行った。原水流入量は1時間当たり70トンとした。
硝化槽3A〜3Dには攪拌と酸素の供給を目的として送気を行い、硝化槽3A〜3Cの溶存酸素量は3〜5mg/Lの範囲に、硝化槽3Dの溶存酸素量は1.2〜0.8mg/lの範囲に保った。
脱窒槽4Dの後段には容量600トンの酸化槽5を設け、さらにその後段には容量1000トンの沈殿槽6を設け、酸化槽5へ流入する汚泥のうち50%分を硝化槽3Aに返送して運転した。
汚泥の温度は35.5〜36℃、pHは水酸化ナトリウムで7.7に制御した。汚泥のMLSS(Mixed liquor suspended solids)は5600〜5900mg/lの範囲であった。脱窒槽3A入口には、50%メタノール液を6トン/日の割合で供給した。
硝化槽3A〜3Dには攪拌と酸素の供給を目的として送気を行い、硝化槽3A〜3Cの溶存酸素量は3〜5mg/Lの範囲に、硝化槽3Dの溶存酸素量は1.2〜0.8mg/lの範囲に保った。
脱窒槽4Dの後段には容量600トンの酸化槽5を設け、さらにその後段には容量1000トンの沈殿槽6を設け、酸化槽5へ流入する汚泥のうち50%分を硝化槽3Aに返送して運転した。
汚泥の温度は35.5〜36℃、pHは水酸化ナトリウムで7.7に制御した。汚泥のMLSS(Mixed liquor suspended solids)は5600〜5900mg/lの範囲であった。脱窒槽3A入口には、50%メタノール液を6トン/日の割合で供給した。
負荷率12.5%以下で運転した場合、硝化槽3D出口では、アンモニア酸化細菌および亜硝酸酸化細菌の働きにより、アンモニアおよび亜硝酸はほぼ0であり、アンモニアの全量が硝酸に変換されていた。一方、脱窒槽4C出口では硝酸は1ppm以下であり、脱窒槽4D出口では硝酸は完全に消失し、窒素ガスに変換されていた。
このような条件で運転されている排水処理装置1の負荷率を20%に上昇させて、50%メタノール液を9トン/日の割合に増加させて供給したところ、硝化槽3D出口ではアンモニウムイオンが120ppm残存し、硝化槽4D出口では硝酸が78ppm残存していた。
このような条件で運転されている排水処理装置1の負荷率を20%に上昇させて、50%メタノール液を9トン/日の割合に増加させて供給したところ、硝化槽3D出口ではアンモニウムイオンが120ppm残存し、硝化槽4D出口では硝酸が78ppm残存していた。
ここで、上記条件(負荷率20%)で操業中の排水処理装置1において、サトウキビから物理的圧搾法にて抽出した糖蜜(水分36%)を、硝化槽3A入口に一日あたり200Kg連続的に注入し、脱窒槽4A入口に一日あたり50kG連続的に注入した。この植物抽出物の添加量は、両方を合わせて、一日当たりの原水流入量に対して乾物換算で120ppmとなっている。
注入開始6日後には、アンモニアは硝化槽3D出口ではほぼ0、硝酸は脱窒槽4D出口で完全に消失していた。なお、沈殿槽6における上澄み液中のCODは16ppmであった。
注入開始6日後には、アンモニアは硝化槽3D出口ではほぼ0、硝酸は脱窒槽4D出口で完全に消失していた。なお、沈殿槽6における上澄み液中のCODは16ppmであった。
以上より、サトウキビから物理的圧搾法にて抽出した糖蜜(植物抽出物)を添加することにより、硝化菌および脱窒菌の活性を向上させることができ、硝化・脱窒反応が良好に進行することが分かった。
(2)汚泥の硝化活性測定法
マグネットを入れた240ml容の広口ビンに汚泥を220ml加え、恒温水槽に入れて、汚泥温度が測定目的温度になるように設定した。一方、広口ビンに合うシリコン栓の中心部に穴をあけ、温度センサー付き溶存酸素計のセンサーを取り付けた。さらに、ビン底部まで届く送気チューブとシリコン栓の底に大気に開放された排気チューブを取り付けた。シリコン栓を完全に密着させずに空気を流しながら、塩化アンモニウムを125ppm添加し、次に速やかに活性維持向上剤を一定濃度添加した後、通気状態のままシリコン栓を密着させた。
次いで、溶存酸素量が5mg/l以上に上昇したことを確認した後、送気を止め、溶存酸素が4.5mg/lに低下した時点を0分とした。以後、経時的に低下していく溶存酸素量を読み取り、溶存酸素量の減少量より硝化活性を評価した。
マグネットを入れた240ml容の広口ビンに汚泥を220ml加え、恒温水槽に入れて、汚泥温度が測定目的温度になるように設定した。一方、広口ビンに合うシリコン栓の中心部に穴をあけ、温度センサー付き溶存酸素計のセンサーを取り付けた。さらに、ビン底部まで届く送気チューブとシリコン栓の底に大気に開放された排気チューブを取り付けた。シリコン栓を完全に密着させずに空気を流しながら、塩化アンモニウムを125ppm添加し、次に速やかに活性維持向上剤を一定濃度添加した後、通気状態のままシリコン栓を密着させた。
次いで、溶存酸素量が5mg/l以上に上昇したことを確認した後、送気を止め、溶存酸素が4.5mg/lに低下した時点を0分とした。以後、経時的に低下していく溶存酸素量を読み取り、溶存酸素量の減少量より硝化活性を評価した。
(3)汚泥の脱窒活性測定法
上記硝化活性測定法と同様に、マグネットを入れた240ml容の広口ビンに活性汚泥を220ml加え、恒温水槽に入れて、水温を測定目的温度に設定した。一方、広口ビンに合うシリコン栓の中心部に穴をあけ、温度センサー付き溶存酸素計のセンサーを取り付けた。さらに、ビン底部まで届く送気チューブとシリコン栓の底に大気に開放された排気チューブを取り付けた。
送気チューブには窒素ガスを流した。溶存酸素が0になったことを確認後、10%硝酸ナトリウム液を125ppmとなるように添加し、次いで、10重量%メタノールを125ppmとなるよう添加し、窒素送気を止めると同時に、排気チューブの先に5規定の水酸化ナトリウムを入れた5ml容の液溜りを設けたマノメーターを連結した。このマノメーターに生成したガスを通して連結からのガス蓄積量として、経時的に窒素ガスの発生量を読み取り、これを脱窒活性とした。
上記硝化活性測定法と同様に、マグネットを入れた240ml容の広口ビンに活性汚泥を220ml加え、恒温水槽に入れて、水温を測定目的温度に設定した。一方、広口ビンに合うシリコン栓の中心部に穴をあけ、温度センサー付き溶存酸素計のセンサーを取り付けた。さらに、ビン底部まで届く送気チューブとシリコン栓の底に大気に開放された排気チューブを取り付けた。
送気チューブには窒素ガスを流した。溶存酸素が0になったことを確認後、10%硝酸ナトリウム液を125ppmとなるように添加し、次いで、10重量%メタノールを125ppmとなるよう添加し、窒素送気を止めると同時に、排気チューブの先に5規定の水酸化ナトリウムを入れた5ml容の液溜りを設けたマノメーターを連結した。このマノメーターに生成したガスを通して連結からのガス蓄積量として、経時的に窒素ガスの発生量を読み取り、これを脱窒活性とした。
(4)サトウキビ、テンサイおよびトウモロコシを原料とする植物抽出物の効果
次に、サトウキビ、テンサイおよびトウモロコシを原料とする植物抽出物の効果を調べた。
上記(1)で運転中の排水処理装置1の硝化槽3Aから採取した汚泥を用いて、以下に示す各試料についての硝化活性を上記(2)に示した硝化活性測定法により測定した。また、上記(1)で運転中の排水処理装置1の脱窒槽3A入口に各試料を添加し、沈殿槽6における上澄み液中のCOD濃度を測定した。
植物抽出物として、糖蜜(実施例1−1〜1−3)、廃糖蜜(実施例1−4〜1−6)およびコーンスティープリカー(実施例1−7〜1−9)の各種植物抽出物を使用した。そして、各種植物抽出物の添加量(乾物換算)を20ppm、100ppm、1000ppmとした。なお、糖蜜および廃糖蜜には、サトウキビを原料とするものを使用した。
比較例として、植物抽出物を添加しない場合(比較例1−1)、しょ糖を1000ppm添加した場合(比較例1−2)、および、ブドウ糖を1000ppm添加した場合(比較例1−3)についても同様に実験を行った。なお、しょ糖およびブドウ糖は、糖蜜に含まれる成分である。
各試料について、0分および5分後における溶存酸素量と、沈殿槽6における上澄み液中のCOD濃度とをそれぞれ表1に示す。
次に、サトウキビ、テンサイおよびトウモロコシを原料とする植物抽出物の効果を調べた。
上記(1)で運転中の排水処理装置1の硝化槽3Aから採取した汚泥を用いて、以下に示す各試料についての硝化活性を上記(2)に示した硝化活性測定法により測定した。また、上記(1)で運転中の排水処理装置1の脱窒槽3A入口に各試料を添加し、沈殿槽6における上澄み液中のCOD濃度を測定した。
植物抽出物として、糖蜜(実施例1−1〜1−3)、廃糖蜜(実施例1−4〜1−6)およびコーンスティープリカー(実施例1−7〜1−9)の各種植物抽出物を使用した。そして、各種植物抽出物の添加量(乾物換算)を20ppm、100ppm、1000ppmとした。なお、糖蜜および廃糖蜜には、サトウキビを原料とするものを使用した。
比較例として、植物抽出物を添加しない場合(比較例1−1)、しょ糖を1000ppm添加した場合(比較例1−2)、および、ブドウ糖を1000ppm添加した場合(比較例1−3)についても同様に実験を行った。なお、しょ糖およびブドウ糖は、糖蜜に含まれる成分である。
各試料について、0分および5分後における溶存酸素量と、沈殿槽6における上澄み液中のCOD濃度とをそれぞれ表1に示す。
表1において、実施例1−1〜1−9と比較例1−1とを比較すると、実施例1−1〜1−9のいずれもが比較例1−1よりも5分後の溶存酸素量の消費率が大きくなっている。特に、廃糖蜜を添加した実施例1−4〜1−6は当該消費率が最大となっている。このことより、糖蜜、廃糖蜜およびコーンスティープリカーを添加することにより、汚泥の硝化活性を向上できることが認められ、特に廃糖蜜において高い活性向上効果が得られることが分かった。
なお、しょ糖(比較例1−2)やブドウ糖(比較例1−3)には、活性向上効果が認められなかった。このため、糖蜜による汚泥の活性向上効果は、糖蜜中のしょ糖およびブドウ糖以外の成分が作用したことに拠るものと考えられる。
なお、しょ糖(比較例1−2)やブドウ糖(比較例1−3)には、活性向上効果が認められなかった。このため、糖蜜による汚泥の活性向上効果は、糖蜜中のしょ糖およびブドウ糖以外の成分が作用したことに拠るものと考えられる。
次に、添加量ごとに見てみると、添加量が20ppmの場合(実施例1−1,1−4,1−7)は、無添加の場合(比較例1−1)よりも、5分後の溶存酸素量の消費率が大きくなっている。また、添加量が100ppmの場合(実施例1−2,1−5,1−8)は、添加量が20ppmの場合(実施例1−1,1−4,1−7)よりも、当該消費率がさらに大きくなっている。そして、添加量が1000ppmの場合(実施例1−3,1−6,1−9)、当該消費率が最大となっていた。
一方、添加量1000ppmの場合(実施例1−3,1−6,1−9)は、添加量20ppm(実施例1−1,1−4,1−7)および添加量100ppm(実施例1−2,1−5,1−8)の場合と比べて、COD濃度が著しく上昇していた。
このことにより、植物抽出物の添加量は、一日当たりの原水の流入量に対して、乾物換算で10ppm以上より好ましくは20ppm以上さらに好ましくは50ppm以上、かつ、500ppm以下とすることが好ましいことが分かった。
一方、添加量1000ppmの場合(実施例1−3,1−6,1−9)は、添加量20ppm(実施例1−1,1−4,1−7)および添加量100ppm(実施例1−2,1−5,1−8)の場合と比べて、COD濃度が著しく上昇していた。
このことにより、植物抽出物の添加量は、一日当たりの原水の流入量に対して、乾物換算で10ppm以上より好ましくは20ppm以上さらに好ましくは50ppm以上、かつ、500ppm以下とすることが好ましいことが分かった。
(5)37℃以上での汚泥活性低下の防止について
上記(1)の排水処理装置1を、一日の排水処理量を700トンで継続的に安定運転していたが、原水の温度の上昇、外気温の上昇および熱交換器用冷却水の温度上昇により、36℃以下での運転が困難となってきた。そこで、温度上昇による汚泥の活性低下の防止策を検討した。
上記(1)の排水処理装置1を、一日の排水処理量を700トンで継続的に安定運転していたが、原水の温度の上昇、外気温の上昇および熱交換器用冷却水の温度上昇により、36℃以下での運転が困難となってきた。そこで、温度上昇による汚泥の活性低下の防止策を検討した。
まず、4基の10L容ジャーファーメンターを用意し、運転中の上記(1)の排水処理装置1における硝化槽3Aから汚泥を抜き出し、2基にそれぞれ6Lを仕込んだ。同様に排水処理装置1における脱窒槽4Aから汚泥を抜き出し、残りの2基のジャーファーメンターにそれぞれ6Lを仕込んだ。
硝化槽3Aの汚泥を含む1基と、脱窒槽4Aの汚泥を含む1基とを連結し、2組の硝化・脱窒槽を準備した。排水処理装置1に供給されている原水に、リン酸一カリウム5ppmを添加した処理液を作成した。
硝化汚泥を含む2つのジャーファーメンターに上記処理液を希釈率0.2(一日あたり1200ml)で流し、該ジャーファーメンター内は1%水酸化ナトリウム水を用いてpH7.8に維持しながら、モーターで底部攪拌を行った。同時に空気を1vvm流した。汚泥温度は36℃に制御した。この際、汚泥中リン濃度は7600mg/Kg乾燥汚泥であった。
硝化槽3Aの汚泥を含む1基と、脱窒槽4Aの汚泥を含む1基とを連結し、2組の硝化・脱窒槽を準備した。排水処理装置1に供給されている原水に、リン酸一カリウム5ppmを添加した処理液を作成した。
硝化汚泥を含む2つのジャーファーメンターに上記処理液を希釈率0.2(一日あたり1200ml)で流し、該ジャーファーメンター内は1%水酸化ナトリウム水を用いてpH7.8に維持しながら、モーターで底部攪拌を行った。同時に空気を1vvm流した。汚泥温度は36℃に制御した。この際、汚泥中リン濃度は7600mg/Kg乾燥汚泥であった。
そして、硝化汚泥を含む2つのジャーファーメンターからの流出液は、脱窒汚泥を含むそれぞれのジャーファーメンターに導いた。この脱窒汚泥を含む2つのジャーファーメンターでは、底部をモーターで攪拌しながら、0.1vvmの窒素ガスを流して嫌気状態を保った。同時に、流入する硝酸態窒素の窒素に対し、3.4倍モルのメタノール(10%液)を微量ポンプで連続注入した。硝酸の消費によるpHの上昇は1%塩酸液でpH7.8に調製し、汚泥温度は36℃に制御した。この際、それぞれの汚泥中リン濃度は7900mg/Kg乾燥汚泥であった。
このような2系統の硝化・脱窒槽のうち、1系統の硝化・脱窒槽には、糖蜜(実施例2−1〜2−7)、糖蜜およびリン酸一カリウムを組み合わせたもの(実施例2−8〜2−14)、あるいは、リン酸一カリウム(参考例2−1〜2−7)を所定量添加した。また、他系統の硝化・脱窒槽には活性維持向上剤を添加しなかった(比較例2−1〜2−7)。そして、汚泥温度を36℃の状態から0.5℃ずつ上げていき、各温度において、活性維持向上剤を添加してから3時間後の汚泥の脱窒活性を上記(3)の方法で測定した。
なお、汚泥の硝化能力(溶存酸素量)ではなく脱窒能力(窒素発生量)で評価を行ったのは、硝化菌であるアンモニア酸化細菌、亜硝酸酸化細菌と、脱窒菌である硝酸還元菌とを比較すると、硝酸還元菌の方が高温耐性が優れており温度の影響を受け難いためである。補足ではあるが、汚泥温度36℃の状態では、いずれにおいても、硝化活性は5分後の溶存酸素濃度で0、脱窒活性は15分後で1.1mlの窒素発生量であった。
なお、汚泥の硝化能力(溶存酸素量)ではなく脱窒能力(窒素発生量)で評価を行ったのは、硝化菌であるアンモニア酸化細菌、亜硝酸酸化細菌と、脱窒菌である硝酸還元菌とを比較すると、硝酸還元菌の方が高温耐性が優れており温度の影響を受け難いためである。補足ではあるが、汚泥温度36℃の状態では、いずれにおいても、硝化活性は5分後の溶存酸素濃度で0、脱窒活性は15分後で1.1mlの窒素発生量であった。
表2において、実施例2−1〜2−5と比較例2−1〜2−5とを比較すると、実施例2−1〜2−5の方が窒素発生量が多くなっており、実施例2−6〜2−7と比較例2−6〜2−7とを比較すると、実施例2−6〜2−7の方が若干高めではあるが、双方は略等しい窒素発生量となっていた。これより、植物抽出物である糖蜜を添加することにより、36〜38.5℃の温度範囲では汚泥の活性を向上できることが分かった。特に汚泥温度が37〜38.5℃(実施例2−3〜2−5)において、窒素発生量の減少を抑制できることが分かった。この結果より、植物抽出物を添加することにより、37℃以上においても各菌体の失活を抑制でき、硝化・脱窒反応が良好に進行することが分かった。
また、表2において、実施例2−8〜2−14と比較例2−1〜2−7とを比較すると、実施例2−8〜2−14の方が窒素発生量が著しく多いことが分かる。これより、植物抽出物とリン酸一カリウムとを組み合わせて添加することにより、36〜39.5℃の温度範囲で、汚泥の活性を著しく向上できることが分かった。特に、汚泥温度が38.5〜39.5℃以上においても、窒素発生量の減少を抑制できることが分かった。
なお、表2において、実施例2−8〜2−14と参考例2−1〜2−7とを比較すると、実施例2−8〜2−14の方が窒素発生量が著しく多くなっている。このことより、植物抽出物とリン酸一カリウムとを組み合わせて添加することで、リン酸一カリウムを単体で添加する場合よりも、飛躍的に汚泥の活性を向上できることが分かった。
なお、表2において、実施例2−8〜2−14と参考例2−1〜2−7とを比較すると、実施例2−8〜2−14の方が窒素発生量が著しく多くなっている。このことより、植物抽出物とリン酸一カリウムとを組み合わせて添加することで、リン酸一カリウムを単体で添加する場合よりも、飛躍的に汚泥の活性を向上できることが分かった。
(6)汚泥の調整管理
次に、各種植物抽出物の添加による効果を検討するために、図2に示すような実験装置にて汚泥の調整管理を行った。
図2において、硝化槽Aとして、6リットル容の大型ガラスジャーを用意した。運転中の上記(1)の排水処理装置1における硝化槽3Aから汚泥を抜き出し、これを硝化槽Aに4.65リットル入れた。硝化槽Aには、原水貯留槽Bに貯留されたアンモニア濃度1200ppmを含む発電排水(原水)を、24時間あたり1200ml供給した。また、硝化槽Aには、注入手段Cより、排水あたり10ppmとなるようにリン酸二カリウムの2%液を供給した。さらに、硝化槽Aには空気を毎分750ml底部に供給した。また、硝化槽AにはpHセンサーを接続し、1規定の水酸化ナトリウムを用いて、槽内のpHを7.7に制御した。
次に、各種植物抽出物の添加による効果を検討するために、図2に示すような実験装置にて汚泥の調整管理を行った。
図2において、硝化槽Aとして、6リットル容の大型ガラスジャーを用意した。運転中の上記(1)の排水処理装置1における硝化槽3Aから汚泥を抜き出し、これを硝化槽Aに4.65リットル入れた。硝化槽Aには、原水貯留槽Bに貯留されたアンモニア濃度1200ppmを含む発電排水(原水)を、24時間あたり1200ml供給した。また、硝化槽Aには、注入手段Cより、排水あたり10ppmとなるようにリン酸二カリウムの2%液を供給した。さらに、硝化槽Aには空気を毎分750ml底部に供給した。また、硝化槽AにはpHセンサーを接続し、1規定の水酸化ナトリウムを用いて、槽内のpHを7.7に制御した。
次に、脱窒槽Dとして、2L容のガラスジャーを用意した。運転中の上記(1)の排水処理装置1における脱窒槽4Aから汚泥を抜き出し、これを脱窒槽Dに1.5リットル入れ、pHを7.6に調整した。硝化槽Aと脱窒槽Dとを配管で接続し、硝化槽Aから溢流する汚泥が自動的に脱窒槽Dに流れるようにした。脱窒槽Dには、注入手段Eより、25重量%のメタノールを含む溶液を24時間あたり100ml供給した。なお、当該溶液は、36%塩酸でpH1.5に調整してある。脱窒槽Dには窒素ガスを毎分250mlの割合で供給した。また、脱窒槽DにはpHセンサーを接続し、1規定塩酸を用いてpHを7.6に制御した。
硝化槽Aおよび脱窒槽Dの内部には回転子を設け、さらに、これら硝化槽Aおよび脱窒槽Dを、マグネットスターラーを備えた恒温槽F内に設置した。そして、ガスを供給し、マグネットスターラーにて回転子を回転させることにより、硝化槽Aおよび脱窒槽Dの内部を撹拌した。恒温槽Fは、硝化槽Aと脱窒槽Dの内部温度が35℃±1℃になるように加温した。
また脱窒槽Dから溢流した汚泥は、空気と窒素ガスの混合ガス(1000ml)で、受槽としての酸化槽Gに導いた。酸化槽Gに溜まった汚泥は一時間あたり300mlの割合で硝化槽Aに返送した。
このような実験装置を用いて、以下の実験を行った。
また脱窒槽Dから溢流した汚泥は、空気と窒素ガスの混合ガス(1000ml)で、受槽としての酸化槽Gに導いた。酸化槽Gに溜まった汚泥は一時間あたり300mlの割合で硝化槽Aに返送した。
このような実験装置を用いて、以下の実験を行った。
(7)フスマ、コメヌカおよび脱脂大豆粉を原料とする植物抽出物の効果
4.5リットルの水道水中に、フスマ、コメヌカ、脱脂大豆粉をそれぞれ乾物換算で500gずつ没入させ、全量5kgの懸濁液を3種用意した。これら懸濁液を一昼夜4℃の低温室に保管し、各種原料を膨潤せしめた。この後、各懸濁液をオートクレーブに入れ、121℃で30分間加熱処理した。加熱後の各懸濁液を30℃以下に降温させた後、8000Gで遠心分離して液体部分を得て、これを植物抽出物として用いた。
4.5リットルの水道水中に、フスマ、コメヌカ、脱脂大豆粉をそれぞれ乾物換算で500gずつ没入させ、全量5kgの懸濁液を3種用意した。これら懸濁液を一昼夜4℃の低温室に保管し、各種原料を膨潤せしめた。この後、各懸濁液をオートクレーブに入れ、121℃で30分間加熱処理した。加熱後の各懸濁液を30℃以下に降温させた後、8000Gで遠心分離して液体部分を得て、これを植物抽出物として用いた。
次に、運転中の上記(1)の排水処理装置1(図1参照)における硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aからそれぞれ汚泥を採取し、上記(2)の実験装置(図2参照)における硝化槽Aおよび脱窒槽Dにそれぞれ投入して実験装置を運転させた。運転開始から48時間後、上記の各種植物抽出物を硝化槽Aまたは脱窒槽Dに添加した。添加量は、100ppm、200ppm、400ppmとした。植物抽出物を添加してから72時間経過後に、硝化槽Aにおける汚泥の硝化活性を上記(2)の方法で測定し、脱窒槽Dにおける汚泥の脱窒活性を上記(3)の方法で測定した。また、各種植物抽出物を添加する前における硝化槽A・脱窒槽D内の汚泥の重量を測定し、各植物抽出物を添加してから72時間経過後における硝化槽A・脱窒槽D内の汚泥の重量を測定して、各槽内の汚泥の増加量(増殖率)を得た。
表3には、硝化槽Aに各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例3−1〜実施例3−9)における、硝化槽A内の汚泥の増殖率、および、汚泥の硝化活性(溶存酸素濃度)を示した。また、比較例3として、植物抽出物を添加しない場合での実験結果を示した。
表4には、脱窒槽Dに各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例4−1〜実施例4−9)における、脱窒槽D内の汚泥の増殖率、および、汚泥の脱窒活性(窒素発生量)を示した。また、比較例4として、植物抽出物を添加しない場合での実験結果を示した。
表3には、硝化槽Aに各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例3−1〜実施例3−9)における、硝化槽A内の汚泥の増殖率、および、汚泥の硝化活性(溶存酸素濃度)を示した。また、比較例3として、植物抽出物を添加しない場合での実験結果を示した。
表4には、脱窒槽Dに各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例4−1〜実施例4−9)における、脱窒槽D内の汚泥の増殖率、および、汚泥の脱窒活性(窒素発生量)を示した。また、比較例4として、植物抽出物を添加しない場合での実験結果を示した。
表3において、実施例3−1〜実施例3−9は、比較例3と比較して、硝化槽A内の汚泥の増殖率が大きく、5分後の溶存酸素濃度は低くなっていた。また、実施例3−1〜実施例3−9では、各種植物抽出物の添加量が多くなるほど、硝化槽A内の汚泥の増殖率が大きくなり、5分後の溶存酸素濃度は低くなっていた。これより、フスマ、コメヌカおよび脱脂大豆粉を原料とする各種植物抽出物を硝化槽Aに添加することにより、また、その添加量が多くなるほど、汚泥が増殖しやすくなり、硝化菌による硝化反応も良好に進行することが分かった。
そして、表3において、汚泥の増殖率は、フスマを添加した場合(実施例3−1〜実施例3−3)で最大となり、コメヌカを添加した場合(実施例3−4〜実施例3−6)で最小となった。5分後の溶存酸素濃度は、ダイズを添加した場合(実施例3−7〜実施例3−9)でその消費率が最大となり、コメヌカを添加した場合(実施例3−4〜実施例3−6)でその消費率が最小となった。これより、硝化槽に対する植物抽出物の植物原料としては、フスマおよびダイズを使用することが好ましいことが分かった。
次に、表4において、実施例4−1〜実施例4−9は比較例4よりも、脱窒槽D内の汚泥の増殖率が大きく、15分後の窒素発生量も多かった。これより、フスマ、コメヌカおよび脱脂大豆粉を原料とする各種植物抽出物を脱窒槽Dに添加することにより、汚泥が増殖しやすくなり、脱窒菌による脱窒反応も良好に進行することが分かった。
また、表4において、実施例4−1〜実施例4−9では、各種植物抽出物の添加量が多くなるほど、脱窒槽D内の汚泥の増殖率が大きくなり、15分後の窒素発生量も多くなっていた。しかし、厳密に見ると、各種植物抽出物の添加量が200ppmまでは汚泥の増殖率および窒素発生量は共に増加することが認められるが、200ppmよりも添加量が多くなっても汚泥の増殖率および窒素発生量はさほど変化しないことが分かる。また、各種植物抽出物の添加量が多くなる程、槽内のCOD濃度は高まってしまう。
このことにより、各種植物抽出物の添加量は、一日当たりの原水の流入量に対して、乾物換算で10ppm以上500ppm以下であることが好ましいと考えられる。
また、表4において、実施例4−1〜実施例4−9では、各種植物抽出物の添加量が多くなるほど、脱窒槽D内の汚泥の増殖率が大きくなり、15分後の窒素発生量も多くなっていた。しかし、厳密に見ると、各種植物抽出物の添加量が200ppmまでは汚泥の増殖率および窒素発生量は共に増加することが認められるが、200ppmよりも添加量が多くなっても汚泥の増殖率および窒素発生量はさほど変化しないことが分かる。また、各種植物抽出物の添加量が多くなる程、槽内のCOD濃度は高まってしまう。
このことにより、各種植物抽出物の添加量は、一日当たりの原水の流入量に対して、乾物換算で10ppm以上500ppm以下であることが好ましいと考えられる。
さらに、表4において、汚泥の増殖率は、フスマを添加した場合(実施例4−1〜実施例4−3)で最大となり、ダイズを添加した場合(実施例4−7〜実施例4−9)で最小となった。15分後の窒素発生量は、フスマを添加した場合(実施例4−1〜実施例4−3)で最大となり、コメヌカを添加した場合(実施例4−4〜実施例4−6)で最小となった。これより、脱窒槽に対する植物抽出物の植物原料としては、フスマを使用することが好ましいことが分かった。
(8)難分解性物質の影響について
上記(7)と同様に、4.5リットルの水道水中に、フスマ、コメヌカ、脱脂大豆粉をそれぞれ乾物換算で500gずつ没入させ、全量5kgの懸濁液を3種用意した。これら懸濁液を一昼夜4℃の低温室に保管し、各種原料を膨潤せしめた。この後、各懸濁液をオートクレーブに入れ、121℃で30分間加熱処理した。加熱後の各懸濁液を30℃以下に降温させた後、8000Gで遠心分離して液体部分を得て、これを植物抽出物(実施例5−1〜5−9)として使用した。
比較のため、遠心分離は行わずに、難分解性物質が混在した状態の懸濁液(比較例5−1〜5−9)も準備した。
上記(7)と同様に、4.5リットルの水道水中に、フスマ、コメヌカ、脱脂大豆粉をそれぞれ乾物換算で500gずつ没入させ、全量5kgの懸濁液を3種用意した。これら懸濁液を一昼夜4℃の低温室に保管し、各種原料を膨潤せしめた。この後、各懸濁液をオートクレーブに入れ、121℃で30分間加熱処理した。加熱後の各懸濁液を30℃以下に降温させた後、8000Gで遠心分離して液体部分を得て、これを植物抽出物(実施例5−1〜5−9)として使用した。
比較のため、遠心分離は行わずに、難分解性物質が混在した状態の懸濁液(比較例5−1〜5−9)も準備した。
次に、運転中の上記(1)の排水処理装置1(図1参照)における硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aからそれぞれ汚泥を採取し、上記(2)の実験装置(図2参照)における硝化槽Aおよび脱窒槽Dにそれぞれ投入して実験装置を運転させた。運転開始から48時間後、上記の各種植物抽出物(実施例5−1〜5−9)および各種懸濁液(比較例5−1〜5−9)を硝化槽Aまたは脱窒槽Dにそれぞれ添加した。添加量は、50ppm、100ppm、200ppmとした。植物抽出物を添加してから72時間経過後に、硝化槽Aあるいは脱窒槽Dにおける汚泥を採取して、これを遠心分離し、液体部分のCOD濃度を測定した。
表5には、各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例5−1〜実施例5−9)、および、各種懸濁液を所定量添加した場合(比較例5−1〜5−9)における、硝化槽Aおよび脱窒槽D内のそれぞれのCOD濃度を示した。また、比較例5−10として、植物抽出物を添加しない条件での実験結果も示した。
表5には、各植物抽出物を所定量添加した場合(実施例5−1〜実施例5−9)、および、各種懸濁液を所定量添加した場合(比較例5−1〜5−9)における、硝化槽Aおよび脱窒槽D内のそれぞれのCOD濃度を示した。また、比較例5−10として、植物抽出物を添加しない条件での実験結果も示した。
表5において、実施例5−1〜5−3と比較例5−1〜5−3との比較、実施例5−4〜5−6と比較例5−4〜5−6との比較、および、実施例5−7〜5−9と比較例5−7〜5−9との比較により、難分解性物質を分離しないで添加した場合、硝化槽Aおよび脱窒槽D内のCOD濃度が上昇してしまうことが分かった。これは、難分解性物質が汚泥中に混在することで、硝化菌および脱窒菌以外の菌体が優先してしまったためと考えられる。
また、表5において、実施例5−1〜5−3と比較例5−10とを比較すると、硝化槽のCOD濃度がそれぞれ同等であり、また、脱窒槽のCOD濃度もそれぞれ同等であることが分かる。これより、フスマを原料とする植物抽出物を添加しても、硝化槽のCOD濃度および脱窒槽のCOD濃度が上昇しないことが分かった。
(9)サトウキビ、トウモロコシおよびフスマを原料とする植物抽出物の効果
サトウキビ、トウモロコシおよびフスマを原料とする各植物抽出物について、汚泥の増殖、汚泥の硝化・脱窒活性、および排水処理後のCOD濃度に与える影響を調べるために、以下の実験を行った。
植物抽出物として、上記(4)に示したサトウキビを原料とする廃糖蜜(実施例6−1)、および、トウモロコシを原料とするコーンスティープリカー(実施例6−2)を用いた。また、上記(7)と同様にしてフスマを原料とするフスマ抽出物(実施例6−3)を準備し、これとの比較のために、上記(8)と同様にしてフスマを原料とする懸濁液(比較例6−2)を準備した。
サトウキビ、トウモロコシおよびフスマを原料とする各植物抽出物について、汚泥の増殖、汚泥の硝化・脱窒活性、および排水処理後のCOD濃度に与える影響を調べるために、以下の実験を行った。
植物抽出物として、上記(4)に示したサトウキビを原料とする廃糖蜜(実施例6−1)、および、トウモロコシを原料とするコーンスティープリカー(実施例6−2)を用いた。また、上記(7)と同様にしてフスマを原料とするフスマ抽出物(実施例6−3)を準備し、これとの比較のために、上記(8)と同様にしてフスマを原料とする懸濁液(比較例6−2)を準備した。
500ml用のバッフル付きマイヤーフラスコ2個を準備した。運転中の上記(1)の排水処理装置1(図1参照)における硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aからそれぞれ汚泥を採取した。
一方のフラスコには、pH7.2の硝化槽汚泥125mlを投入し、上記各植物抽出物を添加した。この後、アンモニアを加えてpHを8.0とし、シリコン栓をした。
他方のフラスコには、pH8.1の脱窒槽汚泥125mlを投入し、上記各植物抽出物を添加した後、硝酸を加えてpHを7.2とした。そして、窒素ガスを毎分100mlの速度で10分間内部に吹き込み、直ちにメタノールを1000ppmとなるように加え、その後脱圧用に1mmの穴を開けたシリコン栓をした。
これら2つのフラスコを回転振とう式の36℃の恒温槽に入れ、3日間培養した。この間において、24時間経過した時点と、48時間経過した時点で、シリコン栓を外し、硝酸あるいはアンモニア水を適宜添加して、硝化槽汚泥のpHを8.0に調整し、脱窒槽汚泥のpHを7.2に調整した。また、脱窒槽汚泥は窒素ガスで内部を置換し、メタノール1000ppmを加えた。
72時間経過後に2本のフラスコの汚泥を合わせ、硝化槽汚泥、脱窒槽汚泥ともにpHを7.6に合わせた。
一方のフラスコには、pH7.2の硝化槽汚泥125mlを投入し、上記各植物抽出物を添加した。この後、アンモニアを加えてpHを8.0とし、シリコン栓をした。
他方のフラスコには、pH8.1の脱窒槽汚泥125mlを投入し、上記各植物抽出物を添加した後、硝酸を加えてpHを7.2とした。そして、窒素ガスを毎分100mlの速度で10分間内部に吹き込み、直ちにメタノールを1000ppmとなるように加え、その後脱圧用に1mmの穴を開けたシリコン栓をした。
これら2つのフラスコを回転振とう式の36℃の恒温槽に入れ、3日間培養した。この間において、24時間経過した時点と、48時間経過した時点で、シリコン栓を外し、硝酸あるいはアンモニア水を適宜添加して、硝化槽汚泥のpHを8.0に調整し、脱窒槽汚泥のpHを7.2に調整した。また、脱窒槽汚泥は窒素ガスで内部を置換し、メタノール1000ppmを加えた。
72時間経過後に2本のフラスコの汚泥を合わせ、硝化槽汚泥、脱窒槽汚泥ともにpHを7.6に合わせた。
そして、上記(2)(3)の方法により、汚泥の硝化活性および脱窒活性を測定した。活性の測定後、汚泥200mlを遠心分離し、沈殿した汚泥を110℃で乾燥し、汚泥の増殖を調べるために汚泥濃度を測定するとともに、上澄みのCOD濃度を測定した。なお、比較のために、植物抽出物を添加しない場合(比較例6−1)についても同様にして実験を行った。また、比較例6−2については、難分解性物質が混在した状態であるため、汚泥の増殖については評価しなかった。
各試料についての、汚泥の増殖率、汚泥の硝化・脱窒活性およびCOD濃度の各測定結果を表6に示す。
各試料についての、汚泥の増殖率、汚泥の硝化・脱窒活性およびCOD濃度の各測定結果を表6に示す。
表6において、汚泥の増殖率は、廃糖蜜(実施例6−1)が最大で、次いでコーンスティープリカー(実施例6−2)、フスマ抽出物(実施例6−3)の順となった。そして、いずれも無添加(比較例6−1)の場合と比較して、汚泥の増殖率は大幅に高くなっている。
また、表6において、汚泥の硝化・脱窒活性は、廃糖蜜(実施例6−1)が最も優れており、次いでコーンスティープリカー(実施例6−2)、フスマ抽出物(実施例6−3)の順となった。いずれも無添加(比較例6−1)の場合、および、懸濁液(比較例6−2)を添加した場合と比較して、硝化・脱窒活性が大幅に向上している。
そして、表6において、COD濃度は、廃糖蜜(実施例6−1)が最も低く、次いでコーンスティープリカー(実施例6−2)、フスマ抽出物(実施例6−3)の順となった。いずれも無添加(比較例6−1)の場合、および、懸濁液(比較例6−2)を添加した場合と比較して、COD濃度が大幅に低下している。
このことにより、アンモニア含有排水処理における活性汚泥の活性維持・向上効果は、サトウキビを原料とする植物抽出物が最も優れており、次いで、トウモロコシ、フスマを原料とする植物抽出物の順となることが分かった。
また、表6において、汚泥の硝化・脱窒活性は、廃糖蜜(実施例6−1)が最も優れており、次いでコーンスティープリカー(実施例6−2)、フスマ抽出物(実施例6−3)の順となった。いずれも無添加(比較例6−1)の場合、および、懸濁液(比較例6−2)を添加した場合と比較して、硝化・脱窒活性が大幅に向上している。
そして、表6において、COD濃度は、廃糖蜜(実施例6−1)が最も低く、次いでコーンスティープリカー(実施例6−2)、フスマ抽出物(実施例6−3)の順となった。いずれも無添加(比較例6−1)の場合、および、懸濁液(比較例6−2)を添加した場合と比較して、COD濃度が大幅に低下している。
このことにより、アンモニア含有排水処理における活性汚泥の活性維持・向上効果は、サトウキビを原料とする植物抽出物が最も優れており、次いで、トウモロコシ、フスマを原料とする植物抽出物の順となることが分かった。
なお、フスマ抽出物(実施例6−3)については、表6ではCOD濃度が19ppmで、実施例6−1および6−2と比較してやや高い値となっている。
ここで、上記(1)の排水処理装置1(図1参照)における返送量を毎時間600mlに上昇させ、この排水処理装置1における硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aからそれぞれ汚泥を採取した。そして、フスマ抽出物(実施例6−3)について、上記と同様にして実験を行い、COD濃度を測定した。結果、48時間後にはCODは13ppmに低下し、実施例6−1および6−2よりもCOD濃度を低減できることが分かった。
ここで、上記(1)の排水処理装置1(図1参照)における返送量を毎時間600mlに上昇させ、この排水処理装置1における硝化槽3Aおよび脱窒槽4Aからそれぞれ汚泥を採取した。そして、フスマ抽出物(実施例6−3)について、上記と同様にして実験を行い、COD濃度を測定した。結果、48時間後にはCODは13ppmに低下し、実施例6−1および6−2よりもCOD濃度を低減できることが分かった。
1…排水処理装置
2…原水貯留層
3A-3D…硝化槽
31…リアクタ
32…pHセンサ
33…pH調整手段
4A-4D…脱窒槽
41…攪拌装置
42…pHセンサ
43…pH調整手段
5…酸化槽(受槽)
51…汚泥返送手段
6…沈殿槽(受槽)
61…汚泥返送手段
7…硝化ブロワ
8…注入手段
9…注入手段
2…原水貯留層
3A-3D…硝化槽
31…リアクタ
32…pHセンサ
33…pH調整手段
4A-4D…脱窒槽
41…攪拌装置
42…pHセンサ
43…pH調整手段
5…酸化槽(受槽)
51…汚泥返送手段
6…沈殿槽(受槽)
61…汚泥返送手段
7…硝化ブロワ
8…注入手段
9…注入手段
Claims (9)
- アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理方法であって、
物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料から植物抽出物を抽出し、
前記活性汚泥にて硝化反応が行われる前、および、前記活性汚泥にて脱窒反応が行われる前の少なくともいずれか一方において、前記排水中に前記植物抽出物を添加する
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1に記載の排水処理方法において、
前記活性汚泥にて脱窒反応が行われる前に、前記排水中に前記活性汚泥中の脱窒菌の電子供与体を添加する
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1または請求項2に記載の排水処理方法において、
前記植物原料には、サトウキビ、テンサイ、トウモロコシ、フスマ、コメヌカ、ダイズのうち少なくともいずれか一種を用いる
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1ないし請求項3のいずれかに記載の排水処理方法において、
前記植物抽出物の添加量は、一日当たりの前記排水の流入量に対して乾物換算で10ppm以上500ppm以下とする
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1ないし請求項4のいずれかに記載の排水処理方法において、
前記排水処理後の処理水を公共水面に放流するに当って、前記処理水中のCOD成分の濃度が環境規制範囲内に収まる条件で、前記植物抽出物の添加量を調整する
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1ないし請求項5のいずれかに記載の排水処理方法において、
前記排水処理後の処理水中におけるCOD成分の濃度が、前記植物抽出物を添加しない条件で前記排水処理を実施した場合における当該処理水中のCOD成分の濃度に対して、500ppmを越えない条件で、前記植物抽出物を添加する
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1ないし請求項6のいずれかに記載の排水処理方法において、
前記排水中のアンモニア濃度は、300ppm以上である
ことを特徴とする排水処理方法。 - 請求項1ないし請求項7のいずれかに記載の排水処理方法において、
前記排水は、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水である
ことを特徴とする排水処理方法。 - アンモニアを含有する排水を活性汚泥で硝化および脱窒させて排水処理する排水処理装置であって、
前記排水を内部に導入可能に設けられ、内部に充填された活性汚泥にて当該排水中のアンモニアを硝化させる硝化槽と、
この硝化層の下流側に設けられ、内部に前記硝化層にて硝化された排水が導入されて、内部に充填された活性汚泥にて当該排水中の硝酸を脱窒させる脱窒槽と、
この脱窒槽の下流側に設けられ、内部に前記脱窒槽にて脱窒された排水が導入されて、当該排水を内部に収容する受槽と、
この受槽の底部に設けられ、前記受槽の底部に堆積した活性汚泥を前記硝化槽および前記脱窒槽の少なくともいずれか一方に返送する返送手段と、
前記硝化槽および前記脱窒槽の少なくともいずれか一方に接続され、前記硝化槽内あるいは前記脱窒槽内の排水中に植物抽出物を注入する注入手段と、を備えて構成されており、
前記排水は、発電設備において燃焼排ガスを脱硫および脱硝した際に発生した排水であり、
前記植物抽出物は、物理的圧搾法および水抽出法の少なくともいずれか一方の方法で、植物原料より抽出して生成されている
ことを特徴とする排水処理装置。
Priority Applications (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
---|---|---|---|
JP2006104623A JP2007275748A (ja) | 2006-04-05 | 2006-04-05 | 排水処理方法および排水処理装置 |
Applications Claiming Priority (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
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JP2006104623A JP2007275748A (ja) | 2006-04-05 | 2006-04-05 | 排水処理方法および排水処理装置 |
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Cited By (2)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
JP2013154335A (ja) * | 2012-02-01 | 2013-08-15 | Asano Technology Kk | 活性汚泥等を活性化する粒状ゲル担体とその製造方法および排水処理方法 |
CN109022269A (zh) * | 2018-10-16 | 2018-12-18 | 广东石油化工学院 | 多通道室内反硝化培养装置及其培养方法 |
-
2006
- 2006-04-05 JP JP2006104623A patent/JP2007275748A/ja not_active Withdrawn
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