JPH0947787A - 廃水処理装置 - Google Patents
廃水処理装置Info
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- JPH0947787A JPH0947787A JP20486695A JP20486695A JPH0947787A JP H0947787 A JPH0947787 A JP H0947787A JP 20486695 A JP20486695 A JP 20486695A JP 20486695 A JP20486695 A JP 20486695A JP H0947787 A JPH0947787 A JP H0947787A
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Abstract
ので、処理能力を低下させずに装置の大幅なコンパクト
化を実現することができる生物学的な廃水処理装置を提
供する。 【解決手段】アンモニア性窒素廃水を濃縮して該アンモ
ニア性窒素廃水のアンモニア性窒素濃度を高める第1の
濃縮装置14と、第1の濃縮装置14で濃縮されたアン
モニア性窒素濃縮水と、硝化菌であるAH菌が優先繁殖
した固定化担体28とを好気性雰囲気で接触させる硝化
装置20と、硝化装置20から排出される硝化液中のア
ンモニア性窒素を濃縮分離すると共に濃縮分離した濃縮
水を硝化装置20に戻す第2の濃縮装置50と、から構
成される。
Description
り、特に下水等のアンモニア性窒素廃水を生物学的に高
速処理する廃水処理装置に関する。
H4 −N)は、放流先の公共用水域の溶存酸素の低下
や、閉鎖性水域における富栄養化の原因物質の一つとな
ることから、その効果的な除去方法が課題になってい
る。廃水中のアンモニア性窒素を生物学的に処理する方
法としては、通常、活性汚泥循環変法を用いた処理方法
が行われ、硝化菌によるアンモニアから硝酸への硝化反
応及び脱窒菌による硝酸から窒素への脱窒反応を利用し
たものである。この方法は、嫌気性状態の脱窒槽と好気
性状態の硝化槽の2つの槽から成り、脱窒槽では脱窒菌
により廃水中の有機物の分解と脱窒処理が行われ、硝化
槽では硝化菌により廃水中のアンモニア性窒素が硝化処
理されて硝酸になる。そして、硝化槽で硝化処理された
硝化液が脱窒槽に循環されることにより廃水中の窒素成
分は窒素ガスとして大気に放出されて除去される。
増殖速度が遅いので、活性汚泥中に相当量の菌数を保持
するためには汚泥の滞留時間を長くして充分な増殖時間
を確保しなくてはならない。このことから、活性汚泥循
環変法は、硝化効率を上げるために硝化菌の固定化が検
討されており、固定化硝化菌を硝化槽に投入したプロセ
スが実用化されている。活性汚泥循環変法は主として適
用される下水等の廃水であり、下水中のアンモニア性窒
素濃度は20〜80mg/l程度である。
の廃水を生物学的に処理する廃水処理装置は、前記滞留
時間等を確保する等の理由から装置に広い敷地面積を必
要とするため、広い敷地面積を確保しにくい都市部での
設置が難しいという問題がある。また、狭い敷地スペー
スに合わせて廃水処理装置を小型化すると処理能力がそ
の分低下してしまう。
水の処理能力を低下させずに且つ狭い敷地スペースにも
設置可能な廃水処理装置が要望されていた。本発明は、
このような事情に鑑みてなされたもので、アンモニア性
廃水を高速処理することができるので、処理能力を低下
させずに装置の大幅なコンパクト化を実現することがで
きる生物学的な廃水処理装置を提供することを目的とす
る。
る為に、アンモニア性窒素廃水を担体に担持した硝化菌
により生物処理する廃水処理装置に於いて、前記アンモ
ニア性窒素廃水を濃縮して該アンモニア性窒素廃水のア
ンモニア性窒素濃度を高める前処理用の濃縮装置と、前
記前処理用の濃縮装置で濃縮されたアンモニア性窒素濃
縮水と、前記硝化菌の種類のうちのAH菌が優先繁殖し
た固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる反応槽と、
から成ることを特徴とする。
アンモニア性窒素廃水を担体に担持した硝化菌により生
物処理する廃水処理装置に於いて、前記アンモニア性窒
素廃水を濃縮してアンモニア性窒素濃度を高める前処理
用の濃縮装置と、前記前処理用の濃縮装置で濃縮された
アンモニア性窒素濃縮水と、前記硝化菌の種類のうちの
AH菌とAL菌が混相状態で繁殖した固定化担体とを好
気性雰囲気で接触させる反応槽と、から成ることを特徴
とする。
る廃水処理装置の好ましい実施の形態について詳説す
る。本発明は、硝化菌の種類には後述するAH菌とAL
菌とが生存するという知見に基づいてなされたものであ
り、本発明の廃水処理装置を説明するまえに本発明を理
解する上で必要なAH菌とAL菌について先ず説明す
る。
速化を図る目的で、硝化菌を担持した担体を3基の槽に
投入し、アンモニア性窒素廃水を3槽に直列に流す3段
処理を行った際に123mg−N/h・l−担体という
高い消化速度が得られた。そこでこの原因を探るため
に、担体に含有する硝化菌を分離し、菌の特性について
検討した。その結果、硝化菌は、大別すると、高濃度の
アンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮する硝
化菌と、低濃度のアンモニア性窒素雰囲気の条件下で高
活性を発揮する硝化菌とが生存することを見いだした。
化菌を特定するために、濃度5000mg/lの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で8週間培養して検出される硝
化菌をAH菌とし、濃度100mg/lの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で8週間培養して検出される硝化菌を
AL菌とした。このように特定されたAH菌とAL菌の
特性を調べる為に、アンモニア性窒素濃度を変えて培養
した時の担体の硝化速度と担体中に生存する細菌濃度を
詳細に測定したところ図1及び図2に示す関係が得られ
た。
菌の菌数と硝化速度を示し、図2はアンモニア性窒素濃
度に対するAL菌の菌数と硝化速度を示す。消化速度と
は、曝気槽の必要容量を決定するために、また窒素除去
率を左右する重要な因子であり、消化速度が高ければ高
いほど装置のコンパクト化を図ることができる。図1か
ら分かるように、AH菌は、アンモニア性窒素濃度が2
00mg/l以下では菌数は少なく硝化速度も遅い。し
かし、400mg/l以上では菌数が2桁以上に増え、
担体当たりの硝化速度も300mg−N/h・l−担体
以上と低濃度時の3倍以上高くなった。
アンモニア性窒素濃度が200mg/l以下で菌数が多
く、100mg/l付近に硝化速度のピークがある。そ
して、100mg/l以下の領域では、アンモニアの拡
散速度が律速になり見掛けの硝化速度が低下している。
また、100mg/l以上の領域で硝化速度が低下する
が、この原因はアンモニアによる菌体の被毒が起こって
いることが推測される。
00mg/lの範囲で培養したときにはAH菌とAL菌
の混相繁殖が認められ、硝化速度もこの間で300〜4
50mg−N/h・l−担体という高い値になり、2種
類の菌の混在による相乗効果が認められた。また、菌体
の培養・維持条件には、担体当たりのアンモニア性窒素
負荷条件が大切であることから、アンモニア性窒素濃度
を一定に維持した条件下でアンモニア性窒素負荷条件を
変えてAH菌とAL菌の特性を調べた。図3は、アンモ
ニア性窒素濃度を200mg/lに維持しながら担体当
たりのアンモニア性窒素負荷を100〜600mg−N
/h・l−担体の間で変化させた時の菌数を示す。図4
は、アンモニア性窒素濃度を500mg/lに維持しな
がら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を100〜60
0mg−N/h・l−担体の間で変化させた時の菌数を
示す。
濃度を200mg/lで培養したときは、AH菌とAL
菌の混合生物相になった。そして、担体当たりのアンモ
ニア性窒素負荷が300mg−N/h・l−担体以下で
は菌体数が107 と低かったが担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認
められた。ちなみに、担体当たりのアンモニア性窒素負
荷を400mg−N/h・l−担体以上にすると、菌体
数は少なくとも108 個以上に、500mg−N/h・
l−担体以上にすると109 以上に維持できることがわ
かった。
性窒素濃度を500mg/lで培養したときは、AH菌
のみの単一生物相になった。そして、図5の場合と同様
に担体当たりのアンモニア性窒素負荷が300mg−N
/h・l−担体以下では菌体数が107 と低かったが負
荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加が認められ
た。
菌の混合生物相或いはAH菌のみの単一生物相に係わら
ず、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくするこ
とにより菌体密度が大きくなり、その結果として担体当
たりの硝化速度を増加させることができることが分かっ
た。このことは、包括固定化担体の場合、担体当たりの
アンモニア性窒素負荷を大きくすることにより、菌体の
栄養源であるアンモニア性窒素を担体の内部にまで充分
に供給できるので菌数の増加、担体当たりの硝化速度の
増加につながるものと考えられる。
について次のことが言える。 硝化菌を大別すると、高濃度のアンモニア性窒素雰囲
気の条件下で高活性を発揮するAH菌と、低濃度のアン
モニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮するAL菌
とがある。 AH菌は、アンモニア性窒素濃度が400mg/l以
上の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が見られ、硝
化速度も顕著に高くなる。しかし、図5に見られるよう
にアンモニア性窒素濃度が低濃度の領域では硝化能力が
ほとんどなくなる。
mg/l以下の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度は100mg/l付近にピークがある
放物線を示す。 アンモニア性窒素濃度が150〜400mg/lの領
域ではAH菌とAL菌の混相繁殖し、硝化速度は2種類
の菌の混在による相乗効果が生じる。
菌のみの単一生物相に係わらず、担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を大きくすることにより菌体密度が大きく
なり、結果として担体当たりの硝化速度を増加させるこ
とができる。 そして、上記からの知見をまとめると、液中のアン
モニア性窒素濃度が400mg/l以上のアンモニア含
有液と、硝化細菌であるAH菌が優先繁殖した固定化担
体を好気性雰囲気で接触させることにより、高濃度のア
ンモニア性廃水を高濃度のままで処理することができ、
且つ高速処理が可能である。この場合、前記AH菌が優
先繁殖した固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素
負荷が500mg−N/h・l−担体以上、好ましくは
600mg−N/h・l−担体以上になるようにするこ
とにより、硝化速度が一層高くなり更なる高速処理を行
うことができる。
0〜400mg/l以上のアンモニア含有液と、硝化細
菌であるAH菌とAL菌とが混相して固定化した担体と
が優先繁殖した固定化担体を好気性雰囲気で接触させる
ことにより、中濃度から低濃度にかけてのアンモニア性
廃水の高速処理を行うことができる。この場合も、前記
AH菌とAL菌が混相して固定化した固定化担体の担体
当たりのアンモニア性窒素負荷が500mg−N/h・
l−担体以上、好ましくは600mg−N/h・l−担
体以上になるようにすることにより、硝化速度が一層高
くなり更なる高速処理を行うことができる。
適したAH菌の特性と、中濃度のアンモニア性窒素廃水
に適したAH菌とAL菌が混相繁殖したAH菌+AL菌
の特性とを上手に利用することにより、下水等のアンモ
ニア性窒素廃水を効率良く且つ高速処理することができ
るので、廃水処理装置のコンパクト化を図ることができ
る。
明の廃水処理装置10の第1の実施の形態である。図6
に示すように、アンモニア性窒素廃水の原水は、図示し
ない固液分離装置により原水中の固形物が予め分離され
てから加圧ポンプ(図示せず)により原水流入管12を
介して第1のアンモニア濃縮装置14に送水される。第
1のアンモニア濃縮装置14は逆浸透膜(RO膜)装置
から構成され、原水中のアンモニア性窒素が所定濃度に
なるように濃縮した濃縮水とアンモニア性窒素を殆ど含
まない透過水に膜分離する。透過水は透過水配管16か
らそのまま放流されると共に、濃縮水は濃縮水供給配管
18を介して硝化装置20に送水される。また、原水流
入管12から第1の濃縮装置14を経由しないで硝化装
置20に到るバイパス配管22が設けられ、バイパス配
管22には開閉バルブ24が設けられる。これにより、
廃水原水のアンモニア性窒素濃度が充分高く濃縮する必
要がない場合には、原水はバイパス配管22により硝化
装置20に直接送水される。
6内に投入される硝化菌の固定化担体28と、硝化槽2
6内に好気性状態を形成するために空気を供給する曝気
配管30、担体28が硝化槽26外に流出するのを防止
するスクリーン32とから構成される。硝化槽26内に
投入される担体28は、AH菌が優先繁殖した固定化担
体28、又はAH菌とAL菌が混相繁殖した固定化担体
28が用いられ、好気性状態で濃縮水の硝化処理が行わ
れる。硝化処理された硝化液は、硝化液配管34を介し
て脱窒装置36に送水される。尚、硝化菌が有効に働く
pHは7〜8程度がよく、硝化処理より生じる硝酸によ
るpH低下に備え硝化装置20にはアルカリ添加が行え
るようになっている。
40と栄養供給配管42とから構成される。脱窒槽38
内には脱窒菌を含む活性汚泥が浮遊すると共に、栄養供
給配管42により脱窒菌の栄養源、たとえばアルコール
が供給され、硝化水の脱窒処理が行われる。脱窒処理さ
れた脱窒液は、脱窒液配管44を介して固液分離槽46
に送水され固液分離された上澄液が上澄水配管48を介
して第2の濃縮装置50に送水される。
膜)装置とツリー構造をした複数段の逆浸透膜(RO
膜)装置から構成され、加圧ポンプ(図示せず)により
第2の濃縮装置50に加圧送水された脱窒液は、該脱窒
液中に残存するアンモニア性窒素が濃縮された濃縮水と
アンモニア性窒素を含まない透過水とに膜分離され、透
過水は処理水として処理水配管52から放流される。一
方、濃縮水は硝化装置20への戻し配管54と該戻し配
管54の途中から分岐した循環配管56を通って上澄水
配管48に至り再び第2の濃縮装置50に循環され、所
定の濃縮倍率になるように濃縮されると共に、循環する
濃縮水の一部は戻し配管54を介して硝化装置20に戻
される。濃縮水の循環量と硝化装置20への戻し量の調
整は循環配管56に設けられた流量調整バルブ58によ
り行われる。
化装置20に循環できるように、循環液用配管60が戻
し配管54の途中に接続されると共に、循環液用配管6
0には循環ポンプ62が設けられる。次に、上記の如く
構成された本発明の廃水処理装置10の作用を、下水等
の低濃度のアンモニア性窒素廃水(80mg/l程度)
を処理する例で説明する。
1の濃縮装置14に送水されて所定濃度までアンモニア
性窒素が濃縮された濃縮水とアンモニア性窒素を殆ど含
まない透過水に膜分離される。透過水はそのまま放流さ
れ、濃縮水のみが硝化装置20に送水される。これによ
り、第1の濃縮装置14から硝化装置20へは濃縮倍率
に応じて減容化された濃縮水が送水される。
濃縮された濃縮水と、硝化菌を固定化した固定化担体2
8とを好気性雰囲気で接触させて硝化処理を行う。この
硝化処理で用いる硝化菌の固定化担体28は、濃縮水の
アンモニア性窒素濃度が400mg/l以上であればA
H菌が優先繁殖した固定化担体28を用い、150〜4
00mg/l程度であれば、AH菌とAL菌が混相繁殖
した固定化担体28を用いると良い。このように、アン
モニア性窒素廃水を、AH菌の固定化担体28、或いは
AH菌とAL菌が混相する固定化担体28に適したアン
モニア性窒素濃度まで高濃度化して硝化処理を行うこと
により担体内の菌数が顕著に増加し、高い硝化速度を得
ることができる。この場合、担体当たりのアンモニア性
窒素負荷が高い方が更に高い硝化速度を得ることができ
るので、処理水のアンモニア性窒素濃度が著しく上昇し
ない限度で担体当たりのアンモニア性窒素負荷を高くす
ることが望ましい。具体的には、アンモニア性窒素負荷
が500mg−N/h・l−担体以上、好ましくは60
0mg−N/h・l−担体以上になるように硝化槽26
に投入する担体の充填量、滞留時間等を設定するのが良
い。
液は、脱窒装置36に送水されて脱窒菌を含む活性汚泥
により脱窒処理がなされ窒素ガスとして大気に放出され
る。脱窒装置36で脱窒処理された脱窒液は固液分離槽
46で固液分離され、脱窒液の上澄液は第2の濃縮装置
50に送水されて脱窒液中に残存したアンモニア性窒素
が除去される。一方、固液分離槽46の底部に沈降した
活性汚泥の一部は硝化装置20に戻されると共に、他の
活性汚泥は余剰汚泥として系外に引き抜かれる。
窒液は、所定の濃縮倍率になるように循環濃縮されるこ
とによりアンモニア性窒素が濃縮された濃縮水とアンモ
ニア性窒素を殆ど含まない透過水に膜分離される。濃縮
水は硝化装置20にもどされて再び硝化処理が行われ
る。一方、透過水は処理水として放流される。これによ
り、脱窒液中に残存したアンモニア性窒素が殆ど完全に
除去されるので、処理水中のアンモニア性窒素濃度を極
力低減させることができる。
殖した固定化担体28、又はAH菌とAL菌が混相繁殖
した固定化担体28の特性を利用することにより、低濃
度のアンモニア性窒素廃水を濃縮して硝化処理すること
ができるので、硝化装置20で処理する廃水の水量を大
幅に低減させることができる。更に、従来の活性汚泥法
に比べて高い硝化速度で高速処理することができるの
で、廃水処理装置10を大幅にコンパクト化することが
できる。
実施の形態について説明する。第2の実施の形態は、第
1の濃縮装置14及び第2の濃縮装置50を第1の実施
の形態での膜分離方式から蒸留分離方式に変更したもの
である。尚、第2実施の形態では硝化系統のみを図示し
た。図7に示すように、アンモニア性窒素廃水は図示し
ない固液分離装置により原水中の固形物が予め分離され
てから原水流入管12を介して第1のアンモニア濃縮装
置14に送水される。第1のアンモニア濃縮装置14は
蒸留装置70と凝縮器72と吸収液(例えば酢酸等の弱
酸)が貯留された吸収槽74とで構成される。蒸留装置
70内の中段位置にはラヒリングが充填された充填層7
6が形成され、アンモニア性窒素廃水は充填層76の上
方に設けられたシャワリング配管78からシャワリング
されると共に、充填層76の下方に設けられた加熱空気
配管80から加熱空気が充填層76に供給される。これ
により、アンモニア性窒素廃水は、アンモニア性窒素が
濃縮された蒸留液とアンモニア性窒素を殆ど含まない蒸
留残液とに蒸留分離される。蒸留液は凝縮器72で凝縮
されてから吸収液に吸収され、蒸留残液はそのまま放流
される。
4を介して硝化装置20に送水され第1の実施の形態と
同様に、AH菌の固定化担体28、或いはAH菌+AL
菌の固定化担体28と好気性雰囲気で接触して硝化処理
される。また、硝化装置20の上方には、硝化槽26内
のpHを7〜8程度に調整するアルカリ液(例えば炭酸
水素ナトリウム等の弱アルカリ)の貯留槽82が設けら
れ、アルカリ液配管66に設けられた添加量調整バルブ
68により所定量のアルカリ液が添加される。
硝化液配管34を介して第2の濃縮装置50に送水さ
れ、この送水途中でアルカリ添加ライン84によりアル
カリが添加されてpHを10付近まで上げる。第2の濃
縮装置50は蒸留装置86で構成され蒸留装置86の構
造は第1の実施の形態で説明した蒸留装置と同様であ
る。硝化液は第2の濃縮装置50で蒸留され、硝化液に
残存するアンモニア性窒素が濃縮された蒸留液とアンモ
ニア性窒素を含まない蒸留残液に蒸留分離される。蒸留
液はアンモニア分離配管88を介して吸収液が貯留され
た第2の吸収槽90に吸収され、吸収槽配管92に設け
られた開閉バルブ94により間欠的に硝化装置20に戻
される。一方、蒸留残液は処理水として放流される。
よる廃水処理装置10の場合にも第1の実施の形態と同
様の効果を得ることができる。更には、第1及び第2の
濃縮装置14、50として蒸留装置70、86を用いた
ので、膜分離のように目詰まり等による処理能力ほ低下
がない。また、硝化槽26内のpH調整として前記した
ように炭酸水素ナトリウム等の炭酸塩を一般的に使用す
るが、第2の濃縮装置50を膜分離方式にすると炭酸塩
による目詰まりを防止するための固液分離槽が必須であ
るが、蒸留分離方式ではその必要がなく装置を簡素化で
きる。
アンモニア性窒素濃度をモニターする測定器を設けて、
測定結果に基づいて第1の濃縮装置での濃縮率を決定す
ると、より効率のよい硝化処理を行うことができる。ま
た、第1又は第2の濃縮装置は、同じ方式にする必要は
なく、膜分離方式と蒸留方式を自由に組み合わせること
ができる。
た実施例を説明する。 (実施例1)実施例1は図6で説明した廃水処理装置1
0を用いた場合であり、硝化槽26の容量を5リットル
で行った。また、固定化担体28は、3mmφの担体表
面に硝化菌を付着馴養した結合型のPVA担体を使用
し、充填率を20%で行った。
行うと共に、担体当たりのアンモニア性窒素負荷が60
0mg−N/h・l−担体以上になるように硝化槽26
の滞留時間を変えて行った。また、処理水のアンモニア
性窒素濃度、アンモニア除去率(硝化槽26への流入ア
ンモニア性窒素濃度に対する除去率)及び硝化速度の測
定は、60日間連続運転した後の安定した時に測定し
た。
度が80mg/lのアンモニア性窒素廃水を第1の濃縮
装置14で3倍濃縮して硝化装置20に供給すると共
に、第2の濃縮装置50では2倍濃縮するように運転
し、硝化槽26内の滞留時間を1時間とした。No.2の
運転条件は、アンモニア性窒素濃度が400mg/lの
アンモニア性窒素廃水を第1の濃縮装置14で1.5倍
濃縮して硝化装置20に供給すると共に第2の濃縮装置
50では3倍濃縮するように運転し、硝化槽26内の滞
留時間を5時間とした。
度が1000mg/lと充分に高いアンモニア性窒素廃
水の場合で、第1の濃縮装置14を使用せずに廃水をそ
のままバイパス配管22で硝化装置20に供給して第2
の濃縮装置50のみを2倍濃縮で使用し、硝化槽26内
の滞留時間を6時間とした。比較例として、アンモニア
性窒素濃度が80mg/lのアンモニア性窒素廃水を濃
縮せずにそのまま硝化装置20に供給し、第2の濃縮装
置のみを2倍濃縮で使用した。
その結果、No.1〜No.3における各処理水(第2の濃縮
装置50の透過水)のアンモニア性窒素濃度の測定結果
は、No.1で4mg/l(除去率…98.3%)、No.2
で8〜9mg/l(除去率…98.7%)、No.3では
10mg/l(除去率…99.0%)となり、充分低減
させることができた。これに対し、比較例の処理水のア
ンモニア性窒素濃度は10mg/l(87.5%)とな
り、No.1〜No.3に比べて除去率が悪かった。
定結果は、全て400mg−N/h・l−担体以上であ
り、特にNo.3は460mg−N/h・l−担体と極め
て高い値を示した。これに対し、比較例の硝化速度は1
20mg−N/h・l−担体であり、No.1〜No.3の場
合の約1/4であった。また、試験終了後の担体28に
含まれている硝化菌を同定したところ、No.1及びNo.2
の担体28にはAH菌とAL菌の存在が確認され、No.
3の担体28にはAH菌が優先繁殖していることが確認
された。また、比較例の担体28はAL菌が大部分であ
り、菌種の違いが硝化速度に反映したことが考えられ
る。 (実施例2)実施例2は図7で説明した廃水処理装置1
0を用いた場合である。硝化槽26の容量、使用した担
体28、担体28の充填率は実施例1と同様である。ま
た、第2実施例ではアンモニア性窒素廃水として合成し
た尿廃水を希釈して、アンモニア性窒素濃度を80mg
/lとしたものを使用した。また、処理水のアンモニア
性窒素濃度、及び硝化速度の測定は、60日間連続運転
した後の安定した時に測定した。
濃度が80mg/lのアンモニア性窒素廃水を第1の濃
縮装置14で5倍濃縮して硝化装置20に供給すると共
に、第2の濃縮装置50では2倍濃縮するように運転
し、硝化槽26内の滞留時間を4時間とした。比較例と
して、アンモニア性窒素濃度が80mg/lのアンモニ
ア性窒素廃水を濃縮せずにそのまま硝化装置20に供給
し、第2の濃縮装置50のみを2倍濃縮で使用した。ま
た、硝化槽26での滞留時間を20時間とした。
その結果、本実施例の場合は、第1の濃縮装置14から
放流される蒸留残液のアンモニア性窒素濃度は5mg/
l以下になった。また、第2の濃縮装置50から放流さ
れる処理水(蒸留残液)のアンモニア性窒素濃度は、1
0mg/l以下に安定していた。また、硝化速度は29
0mg−N/h・l−担体となり、第2実施例の場合も
高い硝化速度に返られ、第1実施例と同様に高速処理す
ることができた。
留時間を本実施例の5倍にしたことにより処理水(蒸留
残液)のアンモニア性窒素濃度は、10mg/l以下に
なっったが、硝化速度は14mg−N/h・l−担と本
実施例に比べて著しく低下しており、高速処理とは程遠
い結果となった。硝化速度の低下は、硝化槽26内のア
ンモニア性窒素濃度に対応して菌体密度が低下したため
と考えられる。
装置によれば、硝化菌であるAH菌が優先繁殖した固定
化担体、又はAH菌とAL菌が混相繁殖した固定化担体
の特性を利用することにより、低濃度のアンモニア性窒
素廃水を濃縮して硝化処理することができるので、反応
槽で処理する廃水の水量を大幅に低減させることができ
る。更に、従来の活性汚泥法に比べて高い硝化速度で高
速処理することができるので、廃水処理装置を大幅にコ
ンパクト化することができる。
部に設置する生物学的な廃水処理装置としてその有用性
が極めて大きい。
度及び菌数の関係図
度及び菌数の関係図
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
にした場合の担体当たりのアンモニア性窒素負荷と菌数
の関係図
囲を示した説明図
明する構成図
明する構成図
いて実施した実施例の運転条件と結果を示した説明図
いて実施した実施例の運転条件と結果を示した説明図
Claims (4)
- 【請求項1】アンモニア性窒素廃水を担体に担持した硝
化菌により生物処理する廃水処理装置に於いて、 前記アンモニア性窒素廃水を濃縮して該アンモニア性窒
素廃水のアンモニア性窒素濃度を高める前処理用の濃縮
装置と、 前記前処理用の濃縮装置で濃縮されたアンモニア性窒素
濃縮水と、前記硝化菌の種類のうちのAH菌が優先繁殖
した固定化担体とを好気性雰囲気で接触させる反応槽
と、から成ることを特徴とする廃水処理装置。 - 【請求項2】アンモニア性窒素廃水を担体に担持した硝
化菌により生物処理する廃水処理装置に於いて、 前記アンモニア性窒素廃水を濃縮してアンモニア性窒素
濃度を高める前処理用の濃縮装置と、 前記前処理用の濃縮装置で濃縮されたアンモニア性窒素
濃縮水と、前記硝化菌の種類のうちのAH菌とAL菌が
混相状態で繁殖した固定化担体とを好気性雰囲気で接触
させる反応槽と、から成ることを特徴とする廃水処理装
置。 - 【請求項3】前記反応槽から排出される排出液中のアン
モニア性窒素を濃縮分離すると共に濃縮分離した濃縮水
を前記反応槽に戻す後処理用の濃縮装置を設け、前記排
出液中に残存するアンモニア性窒素を除去することを特
徴とする請求項1又は2の廃水処理装置。 - 【請求項4】前記前処理及び後処理用の濃縮装置は、膜
分離装置と蒸留装置から選択されることを特徴とする請
求項1、2又は3の廃水処理装置。
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---|---|---|---|
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CA 2181481 CA2181481C (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
DE1996616216 DE69616216T2 (de) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Verfahren und Anlage für die biologische Entfernung von Stickstoff |
EP19960111529 EP0761607B1 (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
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Cited By (6)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
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JP2008253948A (ja) * | 2007-04-06 | 2008-10-23 | Hiromi Ikechi | 下水の高度処理装置 |
JP2009072766A (ja) * | 2007-08-30 | 2009-04-09 | Toray Ind Inc | 水処理方法 |
WO2014017429A1 (ja) * | 2012-07-26 | 2014-01-30 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア性窒素含有水の低温処理方法および装置 |
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WO2018020591A1 (ja) * | 2016-07-26 | 2018-02-01 | 栗田工業株式会社 | 有機性排水の処理方法 |
-
1995
- 1995-08-10 JP JP20486695A patent/JP3180891B2/ja not_active Expired - Fee Related
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EP0861808A3 (en) * | 1997-02-28 | 2001-06-20 | Kuraray Co., Ltd. | Waste water treatment apparatus |
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