JPH08318293A - 排水処理方法 - Google Patents
排水処理方法Info
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- JPH08318293A JPH08318293A JP7146871A JP14687195A JPH08318293A JP H08318293 A JPH08318293 A JP H08318293A JP 7146871 A JP7146871 A JP 7146871A JP 14687195 A JP14687195 A JP 14687195A JP H08318293 A JPH08318293 A JP H08318293A
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- Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
Abstract
(57)【要約】
【目的】 アンモニア及びリンを含有する有機排水に適
用して効率の良い脱窒素処理ができると同時に、リンの
除去も可能な排水処理方法を提供すること。 【構成】 アンモニア及びリンを含有する有機排水の上
向流汚泥床式生物処理方法において、脱窒反応槽中の有
機排水にマグネシウム化合物を添加すると共にｐＨを
８．０〜９．５の範囲に調整して、リンとアンモニアと
により有機排水中にリン酸マグネシウムアンモニウムを
粒子として生成させ、同時に、水素供与体となる有機物
の存在せしめて脱窒菌を増殖させ、前記成長させたリン
酸マグネシウムアンモニウム粒子を核として脱窒菌を固
定化することにより有機排水の脱窒素と脱リンを同時に
行うことを特徴とする排水処理方法。
用して効率の良い脱窒素処理ができると同時に、リンの
除去も可能な排水処理方法を提供すること。 【構成】 アンモニア及びリンを含有する有機排水の上
向流汚泥床式生物処理方法において、脱窒反応槽中の有
機排水にマグネシウム化合物を添加すると共にｐＨを
８．０〜９．５の範囲に調整して、リンとアンモニアと
により有機排水中にリン酸マグネシウムアンモニウムを
粒子として生成させ、同時に、水素供与体となる有機物
の存在せしめて脱窒菌を増殖させ、前記成長させたリン
酸マグネシウムアンモニウム粒子を核として脱窒菌を固
定化することにより有機排水の脱窒素と脱リンを同時に
行うことを特徴とする排水処理方法。
Description
【０００１】
【産業上の利用分野】本発明は、排水の窒素処理方法に
関連し、特に産業排水、し尿、下水等の有機排水を対象
として脱窒素、脱リンを同時に行う生物学的排水処理方
法に関するものである。
関連し、特に産業排水、し尿、下水等の有機排水を対象
として脱窒素、脱リンを同時に行う生物学的排水処理方
法に関するものである。
【０００２】
【従来の技術】排水の窒素処理方法としては、大きく分
けて、物理学的方法と生物学的方法がある。前者には、
アンモニアストリッピング法、不連続点塩素処理法、選
択的イオン交換法等があるが、薬品代、電気代等のラン
ニングコストがかかる欠点があり、あまり普及していな
い。
けて、物理学的方法と生物学的方法がある。前者には、
アンモニアストリッピング法、不連続点塩素処理法、選
択的イオン交換法等があるが、薬品代、電気代等のラン
ニングコストがかかる欠点があり、あまり普及していな
い。
【０００３】また、後者には種々の活性汚泥変法がある
が、硝化液を脱窒素槽に戻し、原排水中のＢＯＤ源を利
用して脱窒する方法が経済的であるため普及している。
しかしながら、この生物学的硝化脱窒素方式では、脱窒
槽において硝化菌、脱窒菌等が混在する浮遊汚泥を用い
て処理するため、脱窒槽における脱窒菌の比率に限界が
あり、装置が大型になる傾向があった。このため、脱窒
槽における脱窒菌濃度を高く維持のため、人工担体投入
式や微生物の細胞外生産物を核として脱窒菌を固定化す
る自己造粒方式等が開発されているが、これら脱窒槽の
運転には微妙な条件調節が必要である。さらにこの生物
学的硝化脱窒素方式を適用しても、アンモニア及びリン
を含有する有機排水に対しては、リン除去については何
ら効果が期待できない。
が、硝化液を脱窒素槽に戻し、原排水中のＢＯＤ源を利
用して脱窒する方法が経済的であるため普及している。
しかしながら、この生物学的硝化脱窒素方式では、脱窒
槽において硝化菌、脱窒菌等が混在する浮遊汚泥を用い
て処理するため、脱窒槽における脱窒菌の比率に限界が
あり、装置が大型になる傾向があった。このため、脱窒
槽における脱窒菌濃度を高く維持のため、人工担体投入
式や微生物の細胞外生産物を核として脱窒菌を固定化す
る自己造粒方式等が開発されているが、これら脱窒槽の
運転には微妙な条件調節が必要である。さらにこの生物
学的硝化脱窒素方式を適用しても、アンモニア及びリン
を含有する有機排水に対しては、リン除去については何
ら効果が期待できない。
【０００４】
【発明が解決しようとする課題】本発明は、上記のよう
な従来技術の諸欠点を根本的に解決し、アンモニア及び
リンを含有する有機排水に適用して、コンパクトで効率
の良い脱窒素処理ができると同時に、リンの除去も可能
な新規な排水処理方法を提供することを目的としてい
る。
な従来技術の諸欠点を根本的に解決し、アンモニア及び
リンを含有する有機排水に適用して、コンパクトで効率
の良い脱窒素処理ができると同時に、リンの除去も可能
な新規な排水処理方法を提供することを目的としてい
る。
【０００５】
【課題を解決するための手段】本発明の上記課題は、本
発明の新規な排水処理方法によって解決される。すなわ
ち、アンモニア及びリンを含有する有機排水の生物学的
脱窒素を行う上向流汚泥床式生物処理方法において、脱
窒反応槽中の前記有機排水にマグネシウム化合物を添加
すると共にｐＨを８．０〜９．５の範囲に調整して、リ
ンとアンモニアとにより前記有機排水中にリン酸マグネ
シウムアンモニウムを粒子として生成させ、同時に水素
供与体となる有機物の存在せしめて脱窒菌を増殖させ、
前記成長させたリン酸マグネシウムアンモニウム粒子を
核として前記脱窒菌を固定化することにより前記有機排
水の脱窒素と脱リンを同時に行うことを特徴とする排水
処理方法である。
発明の新規な排水処理方法によって解決される。すなわ
ち、アンモニア及びリンを含有する有機排水の生物学的
脱窒素を行う上向流汚泥床式生物処理方法において、脱
窒反応槽中の前記有機排水にマグネシウム化合物を添加
すると共にｐＨを８．０〜９．５の範囲に調整して、リ
ンとアンモニアとにより前記有機排水中にリン酸マグネ
シウムアンモニウムを粒子として生成させ、同時に水素
供与体となる有機物の存在せしめて脱窒菌を増殖させ、
前記成長させたリン酸マグネシウムアンモニウム粒子を
核として前記脱窒菌を固定化することにより前記有機排
水の脱窒素と脱リンを同時に行うことを特徴とする排水
処理方法である。
【０００６】前記アンモニア及びリンを含有する有機排
水の上向流汚泥床式生物処理方法において、脱窒反応槽
中の有機排水のｐＨを８．０〜９．５の範囲に調整する
ためには、排水に苛性ソーダ、苛性カリや炭酸ソーダな
どのアルカリを添加して行う。水酸化マグネシウムを添
加しても良いが、マグネシウムの量には化学量論的な調
節が必要である。また水酸化アンモニウムを添加しても
良いが系中のアンモニウムイオンが過剰とならないよう
にするなどの配慮が必要である。もちろん、これらアル
カリを混合して使用しても良い。また、アルカリの添加
は通常水溶液として添加される。
水の上向流汚泥床式生物処理方法において、脱窒反応槽
中の有機排水のｐＨを８．０〜９．５の範囲に調整する
ためには、排水に苛性ソーダ、苛性カリや炭酸ソーダな
どのアルカリを添加して行う。水酸化マグネシウムを添
加しても良いが、マグネシウムの量には化学量論的な調
節が必要である。また水酸化アンモニウムを添加しても
良いが系中のアンモニウムイオンが過剰とならないよう
にするなどの配慮が必要である。もちろん、これらアル
カリを混合して使用しても良い。また、アルカリの添加
は通常水溶液として添加される。
【０００７】アンモニアなど、窒素成分を含有する有機
排水を生物学的硝化脱窒素方式により脱窒素する場合に
は、硝酸菌によるアンモニア性窒素からのＮＯX −Ｎの
生成や脱窒素のために脱窒反応槽中に水素供与体となる
有機物を共存させる必要がある。水素供与体となる有機
物が存在すると、脱窒反応槽中には脱窒菌が増殖する。
原排水中にＢＯＤが含まれず、アンモニア性窒素のみで
ある場合は、アンモニア性窒素の一部を硝化した後の排
水の脱窒素反応を行う脱窒反応槽に水素供与体となる有
機源を添加する必要がある。この水素供与体としてはメ
タノール、エタノールや有機酸等が適している。
排水を生物学的硝化脱窒素方式により脱窒素する場合に
は、硝酸菌によるアンモニア性窒素からのＮＯX −Ｎの
生成や脱窒素のために脱窒反応槽中に水素供与体となる
有機物を共存させる必要がある。水素供与体となる有機
物が存在すると、脱窒反応槽中には脱窒菌が増殖する。
原排水中にＢＯＤが含まれず、アンモニア性窒素のみで
ある場合は、アンモニア性窒素の一部を硝化した後の排
水の脱窒素反応を行う脱窒反応槽に水素供与体となる有
機源を添加する必要がある。この水素供与体としてはメ
タノール、エタノールや有機酸等が適している。
【０００８】本発明の生物処理方法において、脱窒反応
槽中で脱窒菌を増殖させながら、同時にリン酸マグネシ
ウムアンモニウム（以下ＭＡＰと略記する。）を粒子と
して生成させると、ＭＡＰ粒子が核となって増殖した脱
窒菌が固定化される。かくして、汚泥はペレット状のグ
ラニュール汚泥を形成し、脱窒反応槽中に高濃度の脱窒
菌が維持されることになる。
槽中で脱窒菌を増殖させながら、同時にリン酸マグネシ
ウムアンモニウム（以下ＭＡＰと略記する。）を粒子と
して生成させると、ＭＡＰ粒子が核となって増殖した脱
窒菌が固定化される。かくして、汚泥はペレット状のグ
ラニュール汚泥を形成し、脱窒反応槽中に高濃度の脱窒
菌が維持されることになる。
【０００９】次に、本発明をさらに詳細に説明する。汚
泥床式硝化・脱窒素生物処理では、被処理水を脱窒素
槽、硝化槽及び処理水槽の間に循環して行う。この硝化
・脱窒素生物処理の１例として脱窒反応処理に上向流汚
泥床式生物処理方法を使用する例を図１を用いて説明す
る。図１において、脱窒反応槽３、曝気槽４（硝化を行
う。）及び処理水槽２の間に被処理水（循環水１５）を
循環させて硝化脱窒素生物処理を行う。
泥床式硝化・脱窒素生物処理では、被処理水を脱窒素
槽、硝化槽及び処理水槽の間に循環して行う。この硝化
・脱窒素生物処理の１例として脱窒反応処理に上向流汚
泥床式生物処理方法を使用する例を図１を用いて説明す
る。図１において、脱窒反応槽３、曝気槽４（硝化を行
う。）及び処理水槽２の間に被処理水（循環水１５）を
循環させて硝化脱窒素生物処理を行う。
【００１０】脱窒反応槽３（上向流汚泥床式脱窒素槽）
の下部（図１においてハッチした部分）には種汚泥を底
部から２〜３ｍの高さまで厚密状態に充填する。原排水
は原排水槽１から原排水ポンプ６により原排水供給管１
６を通って送水され脱窒反応槽３の底部から槽内に供給
される。一方処理水槽２から脱窒反応槽３に還流してき
た循環水１５は前記原排水の供給入口より上部で脱窒反
応槽３に入る。
の下部（図１においてハッチした部分）には種汚泥を底
部から２〜３ｍの高さまで厚密状態に充填する。原排水
は原排水槽１から原排水ポンプ６により原排水供給管１
６を通って送水され脱窒反応槽３の底部から槽内に供給
される。一方処理水槽２から脱窒反応槽３に還流してき
た循環水１５は前記原排水の供給入口より上部で脱窒反
応槽３に入る。
【００１１】原排水が脱窒反応槽３に流入する前に、原
排水供給管１６には、マグネシウム貯留タンク１３から
マグネシウム供給ポンプ１４によりマグネシウムが、ま
た苛性ソーダ貯留タンク１３から苛性ソーダ供給ポンプ
１２により苛性ソーダが送り込まれ、ミキサー１０で原
排水と混合されて脱窒反応槽３に供給される。苛性ソー
ダの供給は脱窒反応槽３の底部に設けられているｐＨセ
ンサー９とそのシグナルでコントロールされるｐＨコン
トローラー８によって供給ポンプ１２を制御して行われ
る。
排水供給管１６には、マグネシウム貯留タンク１３から
マグネシウム供給ポンプ１４によりマグネシウムが、ま
た苛性ソーダ貯留タンク１３から苛性ソーダ供給ポンプ
１２により苛性ソーダが送り込まれ、ミキサー１０で原
排水と混合されて脱窒反応槽３に供給される。苛性ソー
ダの供給は脱窒反応槽３の底部に設けられているｐＨセ
ンサー９とそのシグナルでコントロールされるｐＨコン
トローラー８によって供給ポンプ１２を制御して行われ
る。
【００１２】本発明に適応する好ましい原排水は、アン
モニア性窒素、リン及びＢＯＤ源を含む、産業排水、下
水、し尿等である。また、脱窒素処理に用いる好ましい
種汚泥は、下水、し尿の活性汚泥である。脱窒反応槽３
内（槽の下部２〜３ｍの高さ）にその種汚泥を厚密状態
で充填し、槽３の底部に（前記マグネシウムを添加し、
ｐＨを調整した）原排水を供給し、還流してきた硝化液
と脱窒反応槽３中で混合し、槽３の上部から連結管を通
って曝気槽４に送られる。すなわち、この場合脱窒反応
槽３の形式は上向流汚泥床式である。
モニア性窒素、リン及びＢＯＤ源を含む、産業排水、下
水、し尿等である。また、脱窒素処理に用いる好ましい
種汚泥は、下水、し尿の活性汚泥である。脱窒反応槽３
内（槽の下部２〜３ｍの高さ）にその種汚泥を厚密状態
で充填し、槽３の底部に（前記マグネシウムを添加し、
ｐＨを調整した）原排水を供給し、還流してきた硝化液
と脱窒反応槽３中で混合し、槽３の上部から連結管を通
って曝気槽４に送られる。すなわち、この場合脱窒反応
槽３の形式は上向流汚泥床式である。
【００１３】前記の通り、原排水は、マグネシウムと苛
性ソーダを添加した状態で脱窒反応槽３に通水する。こ
の時マグネシウムの薬注量は、原排水中に含まれるアン
モニア性窒素及びリンのモル比と同じまたはそれ以上の
濃度のマグネシウムとして原排水に添加する。また、脱
窒反応槽３内の被処理水のｐＨは、ｐＨセンサー９及び
ｐＨコントローラー８によって８．０〜９．５の範囲、
好ましくは８．５〜９．０の範囲になるように苛性ソー
ダを添加して維持される。このように脱窒反応槽３内の
マグネシウム量とｐＨを調整すると、脱窒反応槽３内に
おいて下記の（１）式の反応が除々に進行し、リン酸マ
グネシウムアンモニウム（ＭＡＰ）の生成がはじまり、
沈降性の良い晶析物が生成される。
性ソーダを添加した状態で脱窒反応槽３に通水する。こ
の時マグネシウムの薬注量は、原排水中に含まれるアン
モニア性窒素及びリンのモル比と同じまたはそれ以上の
濃度のマグネシウムとして原排水に添加する。また、脱
窒反応槽３内の被処理水のｐＨは、ｐＨセンサー９及び
ｐＨコントローラー８によって８．０〜９．５の範囲、
好ましくは８．５〜９．０の範囲になるように苛性ソー
ダを添加して維持される。このように脱窒反応槽３内の
マグネシウム量とｐＨを調整すると、脱窒反応槽３内に
おいて下記の（１）式の反応が除々に進行し、リン酸マ
グネシウムアンモニウム（ＭＡＰ）の生成がはじまり、
沈降性の良い晶析物が生成される。
【００１４】 Ｍｇ2+＋ＮＨ4 + ＋ＰＯ4 3- →Ｍｇ（ＮＨ4 ）ＰＯ4 （１） これと同時に、前記晶析物を核にして脱窒菌も増殖し、
０．３〜０．５ｍｍ程度の顆粒状のグラニュール汚泥が
生成しはじめる。また、前記したように還流してきた硝
化液は原排水より脱窒反応槽３の上部に戻すが、これは
脱窒反応槽３の底部におけるアンモニア濃度、マグネシ
ウム濃度及びリン濃度を高く維持してＭＡＰの生成を起
こり易くするためである。
０．３〜０．５ｍｍ程度の顆粒状のグラニュール汚泥が
生成しはじめる。また、前記したように還流してきた硝
化液は原排水より脱窒反応槽３の上部に戻すが、これは
脱窒反応槽３の底部におけるアンモニア濃度、マグネシ
ウム濃度及びリン濃度を高く維持してＭＡＰの生成を起
こり易くするためである。
【００１５】脱窒反応槽３内に充分顆粒状のグラニュー
ル汚泥が生成した段階で、原排水及び硝化液の通水速度
を除々に上げると、沈降性の良い汚泥が脱窒反応槽内に
残り、脱窒反応槽内の汚泥濃度は、ＭＬＳＳが２０００
０〜３００００ｍｇ／リットルまで高くなる。この時の
通水速度は、０．５〜８．０ｍ／ｈ、好ましくは１．０
〜３．０ｍ／ｈ程度である。
ル汚泥が生成した段階で、原排水及び硝化液の通水速度
を除々に上げると、沈降性の良い汚泥が脱窒反応槽内に
残り、脱窒反応槽内の汚泥濃度は、ＭＬＳＳが２０００
０〜３００００ｍｇ／リットルまで高くなる。この時の
通水速度は、０．５〜８．０ｍ／ｈ、好ましくは１．０
〜３．０ｍ／ｈ程度である。
【００１６】生物学的硝化脱窒素方式に組み込まれる硝
化槽としては、担体を投入した活性汚泥法、流動床式硝
化槽、あるいは固定床式硝化槽等の種々の方式のものが
あるが、本発明で組み込まれる硝化槽はそのいずれの方
式であっても構わない。
化槽としては、担体を投入した活性汚泥法、流動床式硝
化槽、あるいは固定床式硝化槽等の種々の方式のものが
あるが、本発明で組み込まれる硝化槽はそのいずれの方
式であっても構わない。
【００１７】
【作用】従来の硝化液循環方式による活性汚泥法では、
脱窒槽におけるＮＯX −Ｎ負荷は０．２ｋｇ／ｍ3 ・ｄ
以下とすることが必要であるのに対し、本発明の方式で
は脱窒反応槽内に高濃度に脱窒菌を維持できるため、Ｎ
ＯX −Ｎ負荷が１〜５ｋｇ／ｍ3 ・ｄと高い負荷として
も効率良く脱窒素処理することが可能となった。
脱窒槽におけるＮＯX −Ｎ負荷は０．２ｋｇ／ｍ3 ・ｄ
以下とすることが必要であるのに対し、本発明の方式で
は脱窒反応槽内に高濃度に脱窒菌を維持できるため、Ｎ
ＯX −Ｎ負荷が１〜５ｋｇ／ｍ3 ・ｄと高い負荷として
も効率良く脱窒素処理することが可能となった。
【００１８】また、本発明の方式では、前記（１）式で
示されるように、脱窒反応槽内でＭＡＰを生成させるの
で、ここで排水中のリンも同時に除去される。
示されるように、脱窒反応槽内でＭＡＰを生成させるの
で、ここで排水中のリンも同時に除去される。
【００１９】
【実施例】以下、本発明を実施例により具体的に説明す
るが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではな
い。
るが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではな
い。
【００２０】実施例１ 原排水の硝化・脱窒素処理は、前記図１の処理フローか
らなる実験装置を用いて行った。図１において、上向流
汚泥床法による脱窒反応槽３の容量は６リットル、曝気
槽４の容量は４０リットルである。曝気槽４には硝化菌
を固定した担体５を槽４の容量に対し３０％添加した。
水温は、２０℃一定である。
らなる実験装置を用いて行った。図１において、上向流
汚泥床法による脱窒反応槽３の容量は６リットル、曝気
槽４の容量は４０リットルである。曝気槽４には硝化菌
を固定した担体５を槽４の容量に対し３０％添加した。
水温は、２０℃一定である。
【００２１】原排水の平均水質は下記第１表に示す通り
である。 第１表 ｐＨ ： ８．０ ＮＨ4 −Ｎ： １４０ｍｇ／リットル ＰＯ4 −Ｐ： ３０ｍｇ／リットル ＢＯＤ ： ３００ｍｇ／リットル ＳＳ ： ５０ｍｇ／リットル
である。 第１表 ｐＨ ： ８．０ ＮＨ4 −Ｎ： １４０ｍｇ／リットル ＰＯ4 −Ｐ： ３０ｍｇ／リットル ＢＯＤ ： ３００ｍｇ／リットル ＳＳ ： ５０ｍｇ／リットル
【００２２】脱窒反応槽３には、はじめ下水の混合生汚
泥（初沈汚泥＋余剰汚泥）をスクリーンにて夾雑物を除
去したものを種汚泥とした。マグネシウムは当初はアン
モニアとのモル比が同じになるようにし、その後は曝気
槽４の硝化状況と循環比により徐々に減らしながら、脱
窒反応槽３直前で原排水供給管１６中の原排水に添加し
た。その後、脱窒反応槽３の底部のｐＨが８．５〜９．
０の範囲になるように、ｐＨセンサー９を感応端子とし
ｐＨコントローラ８により苛性ソーダ供給ポンプ１２を
制御して苛性ソーダ水溶液を原排水供給管１６内の原排
水に添加した。
泥（初沈汚泥＋余剰汚泥）をスクリーンにて夾雑物を除
去したものを種汚泥とした。マグネシウムは当初はアン
モニアとのモル比が同じになるようにし、その後は曝気
槽４の硝化状況と循環比により徐々に減らしながら、脱
窒反応槽３直前で原排水供給管１６中の原排水に添加し
た。その後、脱窒反応槽３の底部のｐＨが８．５〜９．
０の範囲になるように、ｐＨセンサー９を感応端子とし
ｐＨコントローラ８により苛性ソーダ供給ポンプ１２を
制御して苛性ソーダ水溶液を原排水供給管１６内の原排
水に添加した。
【００２３】曝気槽４から処理水槽２を経てた循環水１
５は、原排水とは別途に、原排水が脱窒反応槽３に送水
される位置より上部にある流入口（ｐＨセンサー９より
上部にある。）より脱窒反応槽３に還流する。循環水１
５の脱窒反応槽３への還流量は脱窒反応槽３内のＮＯX
−Ｎ負荷に対応して調節する。
５は、原排水とは別途に、原排水が脱窒反応槽３に送水
される位置より上部にある流入口（ｐＨセンサー９より
上部にある。）より脱窒反応槽３に還流する。循環水１
５の脱窒反応槽３への還流量は脱窒反応槽３内のＮＯX
−Ｎ負荷に対応して調節する。
【００２４】脱窒反応槽３内の汚泥の性状と処理水槽２
における処理水の性状を監視しながら徐々にＮＯX −Ｎ
負荷を上げていく。その結果、実験開始後、１５日間経
過後頃より汚泥の顆粒化が確認され、３０日間経過した
時、脱窒反応槽３内の汚泥の大半が０．５〜１．０ｍｍ
の粒径のグラニュール汚泥となった。この時の排水の処
理成績を下記第２表に示す。
における処理水の性状を監視しながら徐々にＮＯX −Ｎ
負荷を上げていく。その結果、実験開始後、１５日間経
過後頃より汚泥の顆粒化が確認され、３０日間経過した
時、脱窒反応槽３内の汚泥の大半が０．５〜１．０ｍｍ
の粒径のグラニュール汚泥となった。この時の排水の処
理成績を下記第２表に示す。
【００２５】
【表１】
【００２６】比較例１ 第１表と同じ原排水を用い、従来の硝化液循環式活性汚
泥法にて実験した。この従来の硝化液循環式活性汚泥法
を図２に従って以下に説明する。図２において、原排水
１７は脱窒槽２１で脱窒菌により脱窒処理され、脱窒処
理水は曝気槽２２に送られ、曝気槽２２で散気空気で曝
気されながら硝化菌により硝化処理される。硝化液の一
部は循環ポンプ２４により原排水１７の供給管に還流さ
れ原排水１７と共に再び脱窒槽２１に還流する。硝化液
の他の一部は沈殿池２３に送水され、その上澄水は処理
水１８として系外に流出される。沈殿池２３の他の一部
の水は返送ポンプ２５により原排水１７の供給管に還流
され原排水１７や硝化液と共に再び脱窒槽２１に還流す
る。このように比較例１では従来の硝化液循環式活性汚
泥法により原排水１７は硝化・脱窒素処理される。
泥法にて実験した。この従来の硝化液循環式活性汚泥法
を図２に従って以下に説明する。図２において、原排水
１７は脱窒槽２１で脱窒菌により脱窒処理され、脱窒処
理水は曝気槽２２に送られ、曝気槽２２で散気空気で曝
気されながら硝化菌により硝化処理される。硝化液の一
部は循環ポンプ２４により原排水１７の供給管に還流さ
れ原排水１７と共に再び脱窒槽２１に還流する。硝化液
の他の一部は沈殿池２３に送水され、その上澄水は処理
水１８として系外に流出される。沈殿池２３の他の一部
の水は返送ポンプ２５により原排水１７の供給管に還流
され原排水１７や硝化液と共に再び脱窒槽２１に還流す
る。このように比較例１では従来の硝化液循環式活性汚
泥法により原排水１７は硝化・脱窒素処理される。
【００２７】図２の脱窒槽２１及び曝気槽２２の槽の容
積は共に４０リットルとした。また、脱窒槽２１に仕込
む種汚泥には下水の活性汚泥を用いた。前記図２の実験
用処理装置を用い、実験開始後約２週間で原排水１７の
硝化・脱窒素処理は定常状態に達した。この時点での排
水の処理成績を下記第３表に示す。
積は共に４０リットルとした。また、脱窒槽２１に仕込
む種汚泥には下水の活性汚泥を用いた。前記図２の実験
用処理装置を用い、実験開始後約２週間で原排水１７の
硝化・脱窒素処理は定常状態に達した。この時点での排
水の処理成績を下記第３表に示す。
【００２８】
【表２】
【００２９】
【発明の効果】実施例１（本発明）の実験結果と比較例
１（従来法）の実験結果より明らかなように、本発明で
は従来法に比べて脱窒槽のＮＯX −Ｎ負荷を８倍も高く
とれている。これは、脱窒槽内に沈降性の良いグラニュ
ール汚泥が高濃度に維持できたからである。（従来法Ｍ
ＬＳＳ３０００ｍｇ／リットルに対し、本発明では２５
０００ｍｇ／リットル）。
１（従来法）の実験結果より明らかなように、本発明で
は従来法に比べて脱窒槽のＮＯX −Ｎ負荷を８倍も高く
とれている。これは、脱窒槽内に沈降性の良いグラニュ
ール汚泥が高濃度に維持できたからである。（従来法Ｍ
ＬＳＳ３０００ｍｇ／リットルに対し、本発明では２５
０００ｍｇ／リットル）。
【００３０】さらに、本発明では脱窒槽でＭＡＰ生成が
あるため、リンの大半が除去できると共に、従来法に比
べ曝気槽のＮＨ4 −Ｎ負荷を軽減できるメリットも生じ
る。このように、本発明は従来法より格段に優れた脱窒
素、脱リン効果を有すると共に装置の容量を小さくする
ことが可能となった。
あるため、リンの大半が除去できると共に、従来法に比
べ曝気槽のＮＨ4 −Ｎ負荷を軽減できるメリットも生じ
る。このように、本発明は従来法より格段に優れた脱窒
素、脱リン効果を有すると共に装置の容量を小さくする
ことが可能となった。
【図１】本発明の処理フローの１例を示す説明図であ
る。
る。
【図２】従来の硝化液循環式活性汚泥法の典型的フロー
例を示す説明図である。
例を示す説明図である。
【符号の説明】 １ 原排水槽 ２ 処理水槽 ３ 脱窒反応槽 ４ 曝気槽（硝化槽） ５ 硝化菌が固定化された担体 ６ 原排水ポンプ ７ 循環ポンプ ８ ｐＨコントローラ ９ ｐＨセンサー １０ ミキサー １１ 苛性ソーダ貯留タンク １２ 苛性ソーダ供給ポンプ １３ マグネシウ貯留タンク １４ マグネシウ供給ポンプ １５ 循環水 １６ 原排水供給管 １７ 原排水 １８ 処理水 ２１ 脱窒槽 ２２ 曝気槽（硝化槽） ２３ 沈殿池 ２４ 循環ポンプ ２５ 返送ポンプ
Claims (1)
- 【請求項１】 アンモニア及びリンを含有する有機排水
の生物学的脱窒素を行う上向流汚泥床式生物処理方法に
おいて、脱窒反応槽中の前記有機排水にマグネシウム化
合物を添加すると共にｐＨを８．０〜９．５の範囲に調
整して、リンとアンモニアとにより前記有機排水中にリ
ン酸マグネシウムアンモニウムを粒子として生成させ、
同時に、水素供与体となる有機物の存在せしめて脱窒菌
を増殖させ、前記成長させたリン酸マグネシウムアンモ
ニウム粒子を核として前記脱窒菌を固定化することによ
り前記有機排水の脱窒素と脱リンを同時に行うことを特
徴とする排水処理方法。
Priority Applications (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP14687195A JP3239306B2 (ja) | 1995-05-23 | 1995-05-23 | 排水処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP14687195A JP3239306B2 (ja) | 1995-05-23 | 1995-05-23 | 排水処理方法 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH08318293A true JPH08318293A (ja) | 1996-12-03 |
| JP3239306B2 JP3239306B2 (ja) | 2001-12-17 |
Family
ID=15417458
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP14687195A Expired - Fee Related JP3239306B2 (ja) | 1995-05-23 | 1995-05-23 | 排水処理方法 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JP3239306B2 (ja) |
Cited By (5)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JP2003024987A (ja) * | 2001-07-16 | 2003-01-28 | Kurita Water Ind Ltd | アンモニア性窒素含有水の硝化方法 |
| KR100386224B1 (ko) * | 2000-08-26 | 2003-06-02 | 한국과학기술연구원 | 축산폐수 고도처리 시스템 |
| JP4608069B2 (ja) * | 2000-09-29 | 2011-01-05 | オルガノ株式会社 | 排水処理装置 |
| CN109205749A (zh) * | 2018-11-12 | 2019-01-15 | 南京大学 | 一种基于污泥浓缩池上清液回流的混凝沉淀设备及方法 |
| CN112299497A (zh) * | 2019-07-26 | 2021-02-02 | 黄耀辉 | 处理生物废水的方法 |
-
1995
- 1995-05-23 JP JP14687195A patent/JP3239306B2/ja not_active Expired - Fee Related
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|---|---|---|---|---|
| KR100386224B1 (ko) * | 2000-08-26 | 2003-06-02 | 한국과학기술연구원 | 축산폐수 고도처리 시스템 |
| JP4608069B2 (ja) * | 2000-09-29 | 2011-01-05 | オルガノ株式会社 | 排水処理装置 |
| JP2003024987A (ja) * | 2001-07-16 | 2003-01-28 | Kurita Water Ind Ltd | アンモニア性窒素含有水の硝化方法 |
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| CN112299497A (zh) * | 2019-07-26 | 2021-02-02 | 黄耀辉 | 处理生物废水的方法 |
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JP3239306B2 (ja) | 2001-12-17 |
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Legal Events
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