JPH0975992A - 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方法 - Google Patents
高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方法Info
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- JPH0975992A JPH0975992A JP7241365A JP24136595A JPH0975992A JP H0975992 A JPH0975992 A JP H0975992A JP 7241365 A JP7241365 A JP 7241365A JP 24136595 A JP24136595 A JP 24136595A JP H0975992 A JPH0975992 A JP H0975992A
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- Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
- Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
- Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage
Abstract
(57)【要約】
【課題】 排水中のリン及びアンモニア性窒素をＭＡＰ
粒子として回収し肥料として利用することができるとと
もに、残留するアンモニア性窒素も効率良く除去するこ
とができ、しかも人工的な担体を投入する手間が省けて
経済的な高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の
処理方法を提供する。 【解決手段】 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有
排水５から、リン及びアンモニア性窒素をリン酸マグネ
シウムアンモニウム粒子１２として回収した後、前記リ
ン酸マグネシウムアンモニウム粒子１２を生物付着担体
に用いて、残留するアンモニア性窒素を除去することを
特徴とする高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水
の処理方法。
粒子として回収し肥料として利用することができるとと
もに、残留するアンモニア性窒素も効率良く除去するこ
とができ、しかも人工的な担体を投入する手間が省けて
経済的な高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の
処理方法を提供する。 【解決手段】 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有
排水５から、リン及びアンモニア性窒素をリン酸マグネ
シウムアンモニウム粒子１２として回収した後、前記リ
ン酸マグネシウムアンモニウム粒子１２を生物付着担体
に用いて、残留するアンモニア性窒素を除去することを
特徴とする高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水
の処理方法。
Description
【０００１】
【発明の属する技術分野】本発明は、リン及びアンモニ
ア性窒素を多量に含有する排水の処理方法に関するもの
である。
ア性窒素を多量に含有する排水の処理方法に関するもの
である。
【０００２】
【従来の技術】リンとアンモニア性窒素を多量に含んだ
排水、例えば、リンが５０ｍｇ／リットル以上、アンモ
ニア性窒素が１００ｍｇ／リットル以上含有するような
排水の処理において、リンの除去には凝集剤添加法が代
表的に用いられているが、発生汚泥の処分や薬品代に問
題があった。また、閉鎖性水域では排水中の窒素を除去
せずに放流すると、赤潮やアオコの原因となるため、窒
素除去する必要性があり、生物学的硝化・脱窒法やアン
モニアストリッピング法が代表的な窒素除去法である。
しかし、前者では維持管理と大規模な装置が要求される
こと、後者では大気に放散するアンモニアによる二次公
害や薬品代に問題があった。また、高濃度のリンとアン
モニア性窒素が共存すると、リン酸マグネシウムアンモ
ニウム（以下、ＭＡＰという）のスケールで配管が目詰
まりを起こすこともあった。
排水、例えば、リンが５０ｍｇ／リットル以上、アンモ
ニア性窒素が１００ｍｇ／リットル以上含有するような
排水の処理において、リンの除去には凝集剤添加法が代
表的に用いられているが、発生汚泥の処分や薬品代に問
題があった。また、閉鎖性水域では排水中の窒素を除去
せずに放流すると、赤潮やアオコの原因となるため、窒
素除去する必要性があり、生物学的硝化・脱窒法やアン
モニアストリッピング法が代表的な窒素除去法である。
しかし、前者では維持管理と大規模な装置が要求される
こと、後者では大気に放散するアンモニアによる二次公
害や薬品代に問題があった。また、高濃度のリンとアン
モニア性窒素が共存すると、リン酸マグネシウムアンモ
ニウム（以下、ＭＡＰという）のスケールで配管が目詰
まりを起こすこともあった。
【０００３】そこで、ランニングコストの低減とリン資
源の回収を目的に、高濃度のリンを対象としたリン除去
技術として開発されたのが、特公平７−１２４７７号公
報に開示されている技術である。また、特公平７−５３
２７９号公報には、リン除去とともに生物学的硝化・脱
窒法を組み込んだ技術が開示されている。
源の回収を目的に、高濃度のリンを対象としたリン除去
技術として開発されたのが、特公平７−１２４７７号公
報に開示されている技術である。また、特公平７−５３
２７９号公報には、リン除去とともに生物学的硝化・脱
窒法を組み込んだ技術が開示されている。
【０００４】
【発明が解決しようとする課題】特公平７−１２４７７
号公報には、アンモニウムイオンを含有するリン酸塩排
水にマグネシウムイオンを添加し、次いでｐＨを８以上
に調整し、しかる後にＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液
することにより、排水中のリンをＭＡＰ粒子として上記
粒状物の表面層に形成させて回収するリンの除去方法が
開示されている。しかし、上記公報に開示されているリ
ン除去技術（以下、造粒脱リン技術という）では、リン
濃度に見合ったアンモニア性窒素量しか除去できず、高
濃度のアンモニア性窒素が残留するため、この残留した
アンモニア性窒素を除去する必要がある。そこで、ＭＡ
Ｐ粒子を除去した後、残留したアンモニア性窒素を通常
の活性汚泥によって硝化する方法が考えられるが、原水
の濃度が高いために、非常に大きな反応槽が必要となる
という問題があった。また、残留したアンモニア性窒素
をＭＡＰ粒子以外の担体を用いて硝化する方法も考えら
れるが、これは担体を購入するのに費用がかかるという
問題があった。
号公報には、アンモニウムイオンを含有するリン酸塩排
水にマグネシウムイオンを添加し、次いでｐＨを８以上
に調整し、しかる後にＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液
することにより、排水中のリンをＭＡＰ粒子として上記
粒状物の表面層に形成させて回収するリンの除去方法が
開示されている。しかし、上記公報に開示されているリ
ン除去技術（以下、造粒脱リン技術という）では、リン
濃度に見合ったアンモニア性窒素量しか除去できず、高
濃度のアンモニア性窒素が残留するため、この残留した
アンモニア性窒素を除去する必要がある。そこで、ＭＡ
Ｐ粒子を除去した後、残留したアンモニア性窒素を通常
の活性汚泥によって硝化する方法が考えられるが、原水
の濃度が高いために、非常に大きな反応槽が必要となる
という問題があった。また、残留したアンモニア性窒素
をＭＡＰ粒子以外の担体を用いて硝化する方法も考えら
れるが、これは担体を購入するのに費用がかかるという
問題があった。
【０００５】また、特公平７−５３２７９号公報に開示
されているリン除去を伴った生物学的硝化・脱窒法は、
原水供給ラインに、マグネシウムイオンとアルカリを注
入し、循環式硝化脱窒装置内でＭＡＰ粒子を生成させる
ものであるが、ＭＡＰの結晶が成長せず微粒であるた
め、微生物フロック内に取り込まれたＭＡＰ粒子だけを
単離することが困難であり、したがって、ＭＡＰ粒子を
肥料として利用することが難しいという問題があった。
さらに、この方法では、反応槽内でＭＡＰ粒子を作るた
め、配管や水槽、循環・返送ポンプにＭＡＰ粒子のスケ
ールができ、運転管理が困難になるという問題もあっ
た。本発明は、排水中のリン及びアンモニア性窒素をＭ
ＡＰ粒子として回収し肥料として利用することができる
とともに、残留するアンモニア性窒素も効率良く除去で
き、しかも人工的な担体を投入する手間も省けて経済的
な高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方
法を提供することを目的とするものである。
されているリン除去を伴った生物学的硝化・脱窒法は、
原水供給ラインに、マグネシウムイオンとアルカリを注
入し、循環式硝化脱窒装置内でＭＡＰ粒子を生成させる
ものであるが、ＭＡＰの結晶が成長せず微粒であるた
め、微生物フロック内に取り込まれたＭＡＰ粒子だけを
単離することが困難であり、したがって、ＭＡＰ粒子を
肥料として利用することが難しいという問題があった。
さらに、この方法では、反応槽内でＭＡＰ粒子を作るた
め、配管や水槽、循環・返送ポンプにＭＡＰ粒子のスケ
ールができ、運転管理が困難になるという問題もあっ
た。本発明は、排水中のリン及びアンモニア性窒素をＭ
ＡＰ粒子として回収し肥料として利用することができる
とともに、残留するアンモニア性窒素も効率良く除去で
き、しかも人工的な担体を投入する手間も省けて経済的
な高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方
法を提供することを目的とするものである。
【０００６】
【課題を解決するための手段】本発明者らは、このよう
な課題を解決するために鋭意検討の結果、造粒脱リン技
術により形成されたＭＡＰ粒子を生物付着担体として生
物学的硝化・脱窒法を行うことにより、残留するアンモ
ニア性窒素も効率良く除去でき、しかも人工的な担体を
投入する手間も省けて経済的であるという事実を見出
し、本発明に到達した。すなわち、本発明は、高濃度の
リン及びアンモニア性窒素含有排水から、リン及びアン
モニア性窒素をリン酸マグネシウムアンモニウム粒子と
して回収した後、前記リン酸マグネシウムアンモニウム
粒子を生物付着担体に用いて、残留するアンモニア性窒
素を除去することを特徴とする高濃度のリン及びアンモ
ニア性窒素含有排水の処理方法を要旨とするものであ
る。
な課題を解決するために鋭意検討の結果、造粒脱リン技
術により形成されたＭＡＰ粒子を生物付着担体として生
物学的硝化・脱窒法を行うことにより、残留するアンモ
ニア性窒素も効率良く除去でき、しかも人工的な担体を
投入する手間も省けて経済的であるという事実を見出
し、本発明に到達した。すなわち、本発明は、高濃度の
リン及びアンモニア性窒素含有排水から、リン及びアン
モニア性窒素をリン酸マグネシウムアンモニウム粒子と
して回収した後、前記リン酸マグネシウムアンモニウム
粒子を生物付着担体に用いて、残留するアンモニア性窒
素を除去することを特徴とする高濃度のリン及びアンモ
ニア性窒素含有排水の処理方法を要旨とするものであ
る。
【０００７】
【発明の実施の形態】以下、図面を参照しつつ、本発明
を詳細に説明する。本発明における高濃度のリン及びア
ンモニア性窒素含有排水とは、リンが５０ｍｇ／リット
ル以上、アンモニア性窒素が１００ｍｇ／リットル以上
含有する排水のことをいう。図１及び図２は、本発明の
高濃度のリン及びアンモニア性窒素の処理方法の一例を
示す処理フロー図である。図１において、リン酸塩の除
去は造粒脱リン技術によるものとし、造粒脱リン装置１
の上方より、苛性ソーダ６とマグネシウムイオンとして
水酸化マグネシウム７とを添加し、苛性ソーダ６と水酸
化マグネシウム７によりアルカリ性にした後、造粒脱リ
ン装置１の底部より原水５を流入させて、ＭＡＰ含有粒
状物の充填層に通液し、排水中のリン及びアンモニア性
窒素をＭＡＰ粒子１２として上記粒状物の表面層に形成
させ、肥料として回収される。
を詳細に説明する。本発明における高濃度のリン及びア
ンモニア性窒素含有排水とは、リンが５０ｍｇ／リット
ル以上、アンモニア性窒素が１００ｍｇ／リットル以上
含有する排水のことをいう。図１及び図２は、本発明の
高濃度のリン及びアンモニア性窒素の処理方法の一例を
示す処理フロー図である。図１において、リン酸塩の除
去は造粒脱リン技術によるものとし、造粒脱リン装置１
の上方より、苛性ソーダ６とマグネシウムイオンとして
水酸化マグネシウム７とを添加し、苛性ソーダ６と水酸
化マグネシウム７によりアルカリ性にした後、造粒脱リ
ン装置１の底部より原水５を流入させて、ＭＡＰ含有粒
状物の充填層に通液し、排水中のリン及びアンモニア性
窒素をＭＡＰ粒子１２として上記粒状物の表面層に形成
させ、肥料として回収される。
【０００８】次に、残留するアンモニア性窒素を除去す
るために、脱リン装置処理水８を、脱窒槽２、硝化槽３
及び沈殿槽４からなる脱窒装置の原水として、脱窒槽
２、硝化槽３、沈殿槽４の順に流し、硝化槽流出水及び
沈殿汚泥の一部を、循環硝化液９及び返送汚泥１０とし
て脱窒槽２に循環させる循環式硝化脱窒法にて窒素の除
去を行うが、本発明においては、この窒素除去の際に、
生物付着担体として脱リン装置１で生成された微細なＭ
ＡＰ粒子１２を用いることが必要である。微細なＭＡＰ
粒子１２は、造粒脱リン装置１で沈降しきれず、脱リン
装置処理水８に混入して脱窒装置内に混入する。
るために、脱リン装置処理水８を、脱窒槽２、硝化槽３
及び沈殿槽４からなる脱窒装置の原水として、脱窒槽
２、硝化槽３、沈殿槽４の順に流し、硝化槽流出水及び
沈殿汚泥の一部を、循環硝化液９及び返送汚泥１０とし
て脱窒槽２に循環させる循環式硝化脱窒法にて窒素の除
去を行うが、本発明においては、この窒素除去の際に、
生物付着担体として脱リン装置１で生成された微細なＭ
ＡＰ粒子１２を用いることが必要である。微細なＭＡＰ
粒子１２は、造粒脱リン装置１で沈降しきれず、脱リン
装置処理水８に混入して脱窒装置内に混入する。
【０００９】ＭＡＰ粒子１２を生物付着担体に用いるこ
とにより、ＢＯＤ源が希薄な場合に生じる硝化菌のウオ
ッシュアウトを防ぎ、浮遊汚泥において脱窒速度よりも
遅い硝化速度を高めることができる。ＭＡＰ粒子１２を
生物付着担体として用いず、仮に２００ｍｇ／リットル
のアンモニア性窒素を浮遊汚泥のみで硝化する場合に
は、３０〜４０時間の滞留時間を要する。しかし、ＭＡ
Ｐ粒子１２を生物付着担体として利用することで、滞留
時間を１０時間程度に短縮することができる。
とにより、ＢＯＤ源が希薄な場合に生じる硝化菌のウオ
ッシュアウトを防ぎ、浮遊汚泥において脱窒速度よりも
遅い硝化速度を高めることができる。ＭＡＰ粒子１２を
生物付着担体として用いず、仮に２００ｍｇ／リットル
のアンモニア性窒素を浮遊汚泥のみで硝化する場合に
は、３０〜４０時間の滞留時間を要する。しかし、ＭＡ
Ｐ粒子１２を生物付着担体として利用することで、滞留
時間を１０時間程度に短縮することができる。
【００１０】また、造粒脱リン装置１で生成された微細
なＭＡＰ粒子１２は、比重が１．７２と比較的大きいた
め、脱窒装置の沈殿槽４にて沈降分離され、返送汚泥１
０と一緒に脱窒槽２に返送される。これによって、脱窒
装置内にＭＡＰ粒子１２が蓄積され、それに微生物が自
然に付着して、生物付着担体として機能し始める。この
ため、従来のように、人為的に人工の担体を投入する必
要もなく、硝化槽３と沈殿槽４があれば、硝化菌の付着
する担体が、連続処理を行う中で自然に作られていく。
なお、原水５のＢＯＤが希薄な場合には、図２に示すよ
うに、脱リン装置処理水８を硝化のみを行う硝化槽３に
送り、後段の沈殿槽４から流出する硝化処理水１１を最
初沈殿池等のＢＯＤが多く含まれる無酸素状態の工程に
移送して脱窒を行ってもよい。
なＭＡＰ粒子１２は、比重が１．７２と比較的大きいた
め、脱窒装置の沈殿槽４にて沈降分離され、返送汚泥１
０と一緒に脱窒槽２に返送される。これによって、脱窒
装置内にＭＡＰ粒子１２が蓄積され、それに微生物が自
然に付着して、生物付着担体として機能し始める。この
ため、従来のように、人為的に人工の担体を投入する必
要もなく、硝化槽３と沈殿槽４があれば、硝化菌の付着
する担体が、連続処理を行う中で自然に作られていく。
なお、原水５のＢＯＤが希薄な場合には、図２に示すよ
うに、脱リン装置処理水８を硝化のみを行う硝化槽３に
送り、後段の沈殿槽４から流出する硝化処理水１１を最
初沈殿池等のＢＯＤが多く含まれる無酸素状態の工程に
移送して脱窒を行ってもよい。
【００１１】
【作用】本発明においては、ＭＡＰ粒子１２を生物付着
担体に用いて，生物学的硝化・脱窒処理を行うことによ
り、硝化速度が繊維担体を用いた場合より速くなり、ア
ンモニア性窒素を高速に処理することが可能となる。そ
の理由については必ずしも明確ではないが、本発明者ら
は次のように推測している。すなわち、この原因の１つ
に、担体の粒子径が考えられる。繊維担体の粒子径が３
〜５ｍｍ、平均粒子径が４．８ｍｍであるのに対し、Ｍ
ＡＰ担体の粒子径は、０．５ｍｍのオーダーであり、繊
維担体に比べて非常に細かい。このため、ＭＡＰ担体の
比表面積が大きく、基質も境膜拡散のみで拡散するた
め、流動状態を確保すれば、大きな律速条件はないもの
と考えられる。
担体に用いて，生物学的硝化・脱窒処理を行うことによ
り、硝化速度が繊維担体を用いた場合より速くなり、ア
ンモニア性窒素を高速に処理することが可能となる。そ
の理由については必ずしも明確ではないが、本発明者ら
は次のように推測している。すなわち、この原因の１つ
に、担体の粒子径が考えられる。繊維担体の粒子径が３
〜５ｍｍ、平均粒子径が４．８ｍｍであるのに対し、Ｍ
ＡＰ担体の粒子径は、０．５ｍｍのオーダーであり、繊
維担体に比べて非常に細かい。このため、ＭＡＰ担体の
比表面積が大きく、基質も境膜拡散のみで拡散するた
め、流動状態を確保すれば、大きな律速条件はないもの
と考えられる。
【００１２】一方、繊維担体は、内部まで汚泥を保持で
き、高濃度処理では担体内部での処理が期待できるとい
うものであるが、高濃度処理では汚泥中の溶存酸素（Ｍ
ＬＤＯ）が律速となるため、内部に確保した汚泥量に見
合う処理速度が得られないと考えられる。実際、アンモ
ニア性窒素濃度が１００ｍｇ／リットルに対し、ＭＬＤ
Ｏ濃度が５〜７ｍｇ／リットルと低いため、アンモニア
性窒素が内部拡散律速となるのに対して、ＭＬＤＯは境
膜拡散律速となる可能性が高く、内部の汚泥が有効に利
用されていないと考えられる。
き、高濃度処理では担体内部での処理が期待できるとい
うものであるが、高濃度処理では汚泥中の溶存酸素（Ｍ
ＬＤＯ）が律速となるため、内部に確保した汚泥量に見
合う処理速度が得られないと考えられる。実際、アンモ
ニア性窒素濃度が１００ｍｇ／リットルに対し、ＭＬＤ
Ｏ濃度が５〜７ｍｇ／リットルと低いため、アンモニア
性窒素が内部拡散律速となるのに対して、ＭＬＤＯは境
膜拡散律速となる可能性が高く、内部の汚泥が有効に利
用されていないと考えられる。
【００１３】
【実施例】次に、本発明を実施例及び比較例によって具
体的に説明する。 実施例１、比較例１ 汚泥の嫌気性消化脱水ろ液（ｐＨ６．８、ＢＯＤ１７．
５ｍｇ／リットル、ＳＳ１２０ｍｇ／リットル、ＮＨ4
−Ｎ４００ｍｇ／リットル、ＰＯ4 −Ｐ９０ｍｇ／リッ
トル）１００ｍ3 ／日のリン及びアンモニア性窒素の除
去を行うために、造粒脱リン装置に苛性ソーダ及び水酸
化マグネシウムを添加することで、ｐＨを８．５に調整
するとともにマグネシウムイオンの供給を行い、上記の
嫌気性消化脱水ろ液をＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液
して、脱水ろ液中のリン及びアンモニア性窒素を粒径２
〜３ｍｍのＭＡＰ粒子として０．０６ｍ3 ／日で回収し
た。回収されたＭＡＰ粒子の組成であるＰ、Ｍｇ、Ｎの
含有率を表１に示す。回収されたＭＡＰ粒子は、肥料と
して再利用が可能となった。
体的に説明する。 実施例１、比較例１ 汚泥の嫌気性消化脱水ろ液（ｐＨ６．８、ＢＯＤ１７．
５ｍｇ／リットル、ＳＳ１２０ｍｇ／リットル、ＮＨ4
−Ｎ４００ｍｇ／リットル、ＰＯ4 −Ｐ９０ｍｇ／リッ
トル）１００ｍ3 ／日のリン及びアンモニア性窒素の除
去を行うために、造粒脱リン装置に苛性ソーダ及び水酸
化マグネシウムを添加することで、ｐＨを８．５に調整
するとともにマグネシウムイオンの供給を行い、上記の
嫌気性消化脱水ろ液をＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液
して、脱水ろ液中のリン及びアンモニア性窒素を粒径２
〜３ｍｍのＭＡＰ粒子として０．０６ｍ3 ／日で回収し
た。回収されたＭＡＰ粒子の組成であるＰ、Ｍｇ、Ｎの
含有率を表１に示す。回収されたＭＡＰ粒子は、肥料と
して再利用が可能となった。
【００１４】
【表１】
【００１５】その後、造粒脱リン装置で生成された微細
なＭＡＰ粒子を生物付着担体に用いて、生物学的硝化・
脱窒処理により残留するアンモニア性窒素の除去を行っ
た。その結果、硝化処理時の汚泥当たりの硝化速度は、
３０ｍｇＮ／ｇＳＳ・ｈｒと高速に処理することができ
た（実施例１）。
なＭＡＰ粒子を生物付着担体に用いて、生物学的硝化・
脱窒処理により残留するアンモニア性窒素の除去を行っ
た。その結果、硝化処理時の汚泥当たりの硝化速度は、
３０ｍｇＮ／ｇＳＳ・ｈｒと高速に処理することができ
た（実施例１）。
【００１６】比較のため、特公平７−５３２７９号公報
に記載のリン除去と生物学的硝化・脱窒処理を同時に行
う方法で、上記の嫌気性消化脱水ろ液の処理を行った。
この方法では、ＭＡＰ粒子は活性汚泥と混じり合い、洗
浄分別できずＭＡＰ粒子だけを回収することができなか
った。また、硝化処理時の汚泥当たりの硝化速度は、１
７ｍｇＮ／ｇＳＳ・ｈｒと本発明の方法における硝化速
度に比べて低いものであった（比較例１）。
に記載のリン除去と生物学的硝化・脱窒処理を同時に行
う方法で、上記の嫌気性消化脱水ろ液の処理を行った。
この方法では、ＭＡＰ粒子は活性汚泥と混じり合い、洗
浄分別できずＭＡＰ粒子だけを回収することができなか
った。また、硝化処理時の汚泥当たりの硝化速度は、１
７ｍｇＮ／ｇＳＳ・ｈｒと本発明の方法における硝化速
度に比べて低いものであった（比較例１）。
【００１７】実施例２、比較例２、３ 実施例１と同様の汚泥の嫌気性消化脱水ろ液２．９ｍ
３ ／日のリン及びアンモニア性窒素の除去を行うため
に、造粒脱リン装置に苛性ソーダ及び水酸化マグネシウ
ムを添加することで、ｐＨを８．５に調整するとともに
マグネシウムイオンの供給を行い、上記の嫌気性消化脱
水ろ液をＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液してＭＡＰ粒
子を回収した。その結果、脱水ろ液のＰＯ4 −Ｐ濃度は
８ｍｇ／リットル、ＮＨ4 −Ｎ濃度は２５０ｍｇ／リッ
トルにまで減少した。
３ ／日のリン及びアンモニア性窒素の除去を行うため
に、造粒脱リン装置に苛性ソーダ及び水酸化マグネシウ
ムを添加することで、ｐＨを８．５に調整するとともに
マグネシウムイオンの供給を行い、上記の嫌気性消化脱
水ろ液をＭＡＰ含有粒状物の充填層に通液してＭＡＰ粒
子を回収した。その結果、脱水ろ液のＰＯ4 −Ｐ濃度は
８ｍｇ／リットル、ＮＨ4 −Ｎ濃度は２５０ｍｇ／リッ
トルにまで減少した。
【００１８】その後、脱リン装置処理水中に残留するア
ンモニア性窒素を除去するために、造粒脱リン装置で生
成された微細なＭＡＰ粒子の担体と活性汚泥とによっ
て、生物学的硝化装置で処理を行った。実施例２では原
水のＢＯＤが少ないため、硝化された処理水をＢＯＤが
多く含まれる最初沈殿池に返送して脱窒させることと
し、ここでは硝化のみの実験を行った（実施例２）。そ
のときの実験条件を表２に示す。また、比較のため、ポ
リエステル繊維担体（２０％充填）と活性汚泥による硝
化及びポリエステル繊維担体（２０％充填）のみによる
硝化も行った（比較例２、３）。そのときの実験条件も
表２に併せて示す。
ンモニア性窒素を除去するために、造粒脱リン装置で生
成された微細なＭＡＰ粒子の担体と活性汚泥とによっ
て、生物学的硝化装置で処理を行った。実施例２では原
水のＢＯＤが少ないため、硝化された処理水をＢＯＤが
多く含まれる最初沈殿池に返送して脱窒させることと
し、ここでは硝化のみの実験を行った（実施例２）。そ
のときの実験条件を表２に示す。また、比較のため、ポ
リエステル繊維担体（２０％充填）と活性汚泥による硝
化及びポリエステル繊維担体（２０％充填）のみによる
硝化も行った（比較例２、３）。そのときの実験条件も
表２に併せて示す。
【００１９】
【表２】
【００２０】その結果、処理水のアンモニア性窒素は、
いずれの場合においても２０ｍｇ／リットル以下になっ
たが、原水のアンモニア性窒素が２５０ｍｇ／リットル
から３００ｍｇ／リットルに変動すると、比較例２、３
においては処理水のアンモニア性窒素が６０ｍｇ／リッ
トルに増加したのに対し、実施例２では３０ｍｇ／リッ
トルに増加したにすぎず、ＭＡＰ粒子を生物付着担体に
用いた方が安定した処理が可能であった。さらに、繊維
担体（比較例３）により硝化を行ったときの硝化速度
と、ＭＡＰ担体混合汚泥（実施例２）により硝化を行っ
たときの硝化速度を表３に示す。
いずれの場合においても２０ｍｇ／リットル以下になっ
たが、原水のアンモニア性窒素が２５０ｍｇ／リットル
から３００ｍｇ／リットルに変動すると、比較例２、３
においては処理水のアンモニア性窒素が６０ｍｇ／リッ
トルに増加したのに対し、実施例２では３０ｍｇ／リッ
トルに増加したにすぎず、ＭＡＰ粒子を生物付着担体に
用いた方が安定した処理が可能であった。さらに、繊維
担体（比較例３）により硝化を行ったときの硝化速度
と、ＭＡＰ担体混合汚泥（実施例２）により硝化を行っ
たときの硝化速度を表３に示す。
【００２１】
【表３】
【００２２】表３より明らかなように、ＭＡＰ担体混合
汚泥を用いた方が、繊維担体を用いたときより硝化速度
が２割ほど高速に硝化されていることが分かる。
汚泥を用いた方が、繊維担体を用いたときより硝化速度
が２割ほど高速に硝化されていることが分かる。
【００２３】
【発明の効果】本発明によれば，高濃度のリン及びアン
モニア性窒素を含有する排水から、リン及びアンモニア
性窒素をＭＡＰ粒子として回収し肥料として利用するこ
とができるとともに、残留するアンモニア性窒素も効率
良く除去することが可能となり、しかも人工的な担体を
投入する手間が省けて経済的である。
モニア性窒素を含有する排水から、リン及びアンモニア
性窒素をＭＡＰ粒子として回収し肥料として利用するこ
とができるとともに、残留するアンモニア性窒素も効率
良く除去することが可能となり、しかも人工的な担体を
投入する手間が省けて経済的である。
【図１】本発明の高濃度のリン及びアンモニア性窒素の
処理方法の一例を示す処理フロー図である。
処理方法の一例を示す処理フロー図である。
【図２】本発明の高濃度のリン及びアンモニア性窒素の
処理方法の他の例を示す処理フロー図である。
処理方法の他の例を示す処理フロー図である。
１ 造粒脱リン装置 ２ 脱窒槽 ３ 硝化槽 ４ 沈殿槽 ５ 原水（高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排
水） ６ 苛性ソーダ ７ 水酸化マグネシウム ８ 脱リン装置処理水 ９ 循環硝化液 10 返送汚泥 11 硝化処理水 12 ＭＡＰ粒子
水） ６ 苛性ソーダ ７ 水酸化マグネシウム ８ 脱リン装置処理水 ９ 循環硝化液 10 返送汚泥 11 硝化処理水 12 ＭＡＰ粒子
Claims (1)
- 【請求項１】 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有
排水から、リン及びアンモニア性窒素をリン酸マグネシ
ウムアンモニウム粒子として回収した後、前記リン酸マ
グネシウムアンモニウム粒子を生物付着担体に用いて、
残留するアンモニア性窒素を除去することを特徴とする
高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方
法。
Priority Applications (1)
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|---|---|---|---|
| JP24136595A JP3794736B2 (ja) | 1995-09-20 | 1995-09-20 | 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP24136595A JP3794736B2 (ja) | 1995-09-20 | 1995-09-20 | 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方法 |
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|---|---|
| JPH0975992A true JPH0975992A (ja) | 1997-03-25 |
| JP3794736B2 JP3794736B2 (ja) | 2006-07-12 |
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|---|---|---|---|
| JP24136595A Expired - Fee Related JP3794736B2 (ja) | 1995-09-20 | 1995-09-20 | 高濃度のリン及びアンモニア性窒素含有排水の処理方法 |
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| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JP3794736B2 (ja) |
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| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH1110194A (ja) * | 1997-06-23 | 1999-01-19 | Kurita Water Ind Ltd | 廃水処理装置 |
| JP2001058190A (ja) * | 1999-08-20 | 2001-03-06 | Kurita Water Ind Ltd | リン含有水処理装置 |
| JP2004025055A (ja) * | 2002-06-26 | 2004-01-29 | Unitika Ltd | 汚泥処理返流水の処理方法 |
| JP2007136367A (ja) * | 2005-11-18 | 2007-06-07 | Sumitomo Heavy Ind Ltd | 生物学的排水処理装置及び生物学的排水処理方法 |
| WO2013010548A1 (en) * | 2011-07-18 | 2013-01-24 | Oht A/S | A method for purifying a liquid containing ammonium as a pollutant, and an apparatus for purifying a liquid containing ammonium |
| JP2015136657A (ja) * | 2014-01-22 | 2015-07-30 | 住友重機械工業株式会社 | アンモニウムイオンの除去方法、及び水処理装置 |
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| KR102407813B1 (ko) * | 2021-11-24 | 2022-06-13 | 주식회사 푸름엔지니어링 | 이온교환막 및 생물학적처리 기반의 가축분뇨 통합처리 시스템 |
-
1995
- 1995-09-20 JP JP24136595A patent/JP3794736B2/ja not_active Expired - Fee Related
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