JPS6218237B2 - - Google Patents
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Description
本発明は廃水処理方法とその装置に係り、特に
廃水中の窒素分と廃水処理過程で発生する汚泥と
を除去するのに好適な廃水処理方法とその装置に
関する。 廃水中に含まれる窒素分はそのまま放流される
と環境に様々な悪影響を及ぼす。例えば、放流窒
素分の形態によつては溶存酸素の減少、水中微生
物の生長促進、水中生物に対しての毒性、塩素消
毒の効力低下を引き起こす。そこで次に示すよう
に廃水中の窒素分を除去する方法がいくつか提案
されている。 １ 活性汚泥法；活性汚泥によつて、たんぱく質
等の有機態窒素はアンモニア態窒素（以下
NH4 +―Ｎと称する。）に、NH4 +―Ｎは亜硝酸
態窒素（以下NO2 -―Ｎと称する。）乃至は硝酸
態窒素（以下NO3 -―Ｎと称する。）に転化させ
る。しかし処理水中にはなおもNO2 -―Ｎや
NO3 -―Ｎの形で窒素分が残留する。しかも活
性汚泥は処理量に比例して増加する為これを処
理することも考慮せねばならないが、それには
後記する如き問題がある。 ２ 硝化―脱窒法；硝化菌の存在下で廃水を曝気
し、NH4 +―ＮをNO3 -―Ｎに酸化した後、嫌気
性の状態にし、メタノール等の有機炭素源を添
加しながら脱窒菌の存在下でNO3―Ｎを窒素ガ
ス（以下N2と称する。）に転化させる。しかし
脱窒菌は増殖率が遅く、しかも反応速度が遅
い。従つて脱窒用の処理槽は大型化し、菌体再
利用の為付帯設備も必要となる。 ３ アンモニア・ストリツピング法；廃水に多量
のアルカリを加えて曝気し、アンモニアを大気
に放散する。この方法は大気を汚染するだけで
なく、処理中の中和を必要として薬剤使用量が
大である。 ４ 塩素注入法；廃水に塩素ガスを加えてアンモ
ニアを窒素ガスと塩酸とに分解する。この方法
も大気を汚染するだけでなく、処理水の中和を
必要として薬剤使用量が大である。 ５ ゼオライト吸着法；廃水中のNH4 +―Ｎをゼ
オライトに吸着させる。少くとも吸着塔さえあ
れば本方法は達成できる為、装置の小型化が図
れるが、ゼオライトは再生を要する。そしてこ
の再生法には更に次のような技術が提案されて
いる。 イ 食塩による再生法；食塩が水中で解離して生
ずる陽イオン、即ちナトリウムイオンと、
NH4 +―Ｎとをイオン交換し、NH4 +―Ｎを溶出
する。この方法では再度発生するNH4 +―Ｎの
処理が問題となる。 ロ 微生物による再生法；硝化菌の存在下で曝気
して、ゼオライトに吸着しているNH4 +―Ｎを
NO2 -―Ｎ乃至NO3 -―Ｎに酸化し、よつてゼオ
ライトから吸着物を脱着させる。この方法は再
生処理に供した液（以下再生液と称する。）中
に窒素成分が溶出する点で前記イと類似する
が、再生液の溶存成分はNO2 -―Ｎ乃至NO3 -―
Ｎであるから、この処理は前記イよりも容易で
ある。再生液の処理は通常前記２の方法に準ず
る。 結局本方法は高濃度窒素分含有廃水の処理を
残し、この処理は前記各方法のいずれかに依る
為に、各方法の欠点を保有している。 一方、原廃水中の粗大沈殿物や、活性汚泥法で
生じた余剰汚泥は、簡単な沈殿分離によつて処理
水と分離した後、汚泥撹拌機付きの汚泥濃縮槽で
再度沈殿分離し、その後沈殿物である濃縮固形物
を脱水工程にかけている。しかしこのような沈降
型の濃縮槽では固液分離は充分に行い得ない。こ
の原因は、第一に粗大沈殿物や余剰汚泥中に含ま
れる脱窒菌が作用して発生するN2が固形分に付
着して浮遊物を作ることにあり、第二に濃縮不充
分による濃縮固形物濃度の希薄化にある。第二の
問題は脱水設備の大容量化を招くことにもなり、
この解決策として高分子凝集剤、塩化第二鉄、消
石灰等の脱水剤を使用していた。従つて薬剤投入
量も大となる。 本発明の目的は廃水中の窒素分と廃水処理工程
で生ずる汚泥との除去を、薬剤投入によることな
く高度に達成する廃水処理方法とその装置を提供
することにある。 上記目的達成の為、本発明は、高濃度のNO2 -
―Ｎ乃至NO3 -―Ｎを用いれば脱窒反応が活発と
なつてN2の発生量が多くなり、この発生N2が浮
上分離に利用し得ることを確認した上で、廃水中
のNH4 +―Ｎの吸着に寄与した陽イオン交換体を
硝化再生して生ずる再生液と、廃水処理工程で生
ずる汚泥とを接触させて脱窒反応を活発に行い、
よつて汚泥の高濃度化浮上分離を行うようにした
ものである。 以下、本発明の実施例を図面に従つて説明す
る。 第１図は本発明に係る廃水処理装置の一実施例
を示すものである。最前段には最初沈殿池１が設
けられ、最初沈殿池１には入側上部に導管２、出
側上部に導管３、底部に導管４が開口する。最初
沈殿池１の後段にはゼオライトを充填した吸着槽
５と撹拌機６付きの浮上槽７とが設けられ、吸着
槽５には充填層よりも下方に最初沈殿池１からの
導管３と、ブロア８からの導管９とが、充填層よ
りも上方に導管１０、導管１１並びに導管１２が
開口し、浮上槽７には入側下部に最初沈殿池１か
らの導管４が、底部に導管１３が開口する。図中
吸着槽５は２槽記載し、各槽の配管は説明の便宜
上違えてあるが、実際には各槽共に導管３、導関
管９、導管１０、導管１１並びに導管１２の開口
部を有している。導管１３の他端は導管２に開口
する。吸着槽５の後段には曝気槽１４と沈殿槽１
５とが設けられ、曝気槽１４には入側上部に吸着
槽５からの導管１０が、出側上部に導管１６が開
口し、沈殿槽１５には入側上部に吸着槽５からの
導管１１が、出側上部に導管１７が、底部に吸着
槽５に至る導管１２が開口する。曝気槽１４の後
段には最終沈殿池１８が設けられ、最終沈殿池１
８には入側上部に曝気槽１４からの導管１６が、
出側上部に導管１９が、底部には導管２０が開口
する。導管２０は２本に分岐して、一方は導管１
０に、他方は導管４に開口する。沈殿槽１５の後
段には前記の浮上槽７が設けられ、更に浮上槽７
の後段にはベルトプレス型の脱水機２１が設けら
れる。 次に上記のような構成の廃水処理装置の作用に
ついて説明する。 廃水は導管２を介して最初沈殿池１に流入す
る。最初沈殿池１では廃水中の固形成分が沈降し
粗大沈殿物２２となり、上澄液と分離される。上
澄液は導管３を介して吸着槽５に流入する。一
方、粗大沈殿物２２は導管４を介して浮上槽７に
流入する。吸着槽５ではゼオライトのイオン交換
能によつて廃水中のNH4 +―Ｎが除去される。
NH4 +―Ｎの除去された廃水（一次処理水）は導
管１０を介して曝気槽１４に流入する。曝気槽１
４には後段の最終沈殿池１８から導管２０、導管
１０を介して活性汚泥２３も流入している。活性
汚泥２３にはCOD酸化能が有る。曝気槽１４内
は酸素を含む微細気泡によつて好気的雰囲気に保
持されており、ここでは主として廃水中の有機物
が活性汚泥２３により酸化分解される。この分解
物は微生物に取り込まれ、よつて活性汚泥２３が
増殖する。処理水は活性汚泥２３と共に導管１６
を介して最終沈殿池１８に流入する。最終沈殿池
１８では処理水中の活性汚泥２３が沈降し、上澄
液と分離される。処理水は上澄液として導管１９
を経て河川等に放流される。一方、活性汚泥２３
は導管２０を介し一定量が導管１０に、増殖分が
導管４に流入する。ところで再生に係る吸着槽５
にはブロア８から導管９を介して酸素が供給さ
れ、沈殿槽１５から導管１２を介して硝化菌を含
む汚泥が供給される。また、導管３を介して最初
沈殿池１における上澄液がなおも供給される。吸
着槽５内はこうして好気的雰囲気に保持されてお
り、硝化菌が硝化反応に寄与しながら生育する環
境になつていて、ここではゼオライトに吸着して
いる。NH4 +―Ｎが硝化反応によつてNO2 -―Ｎ乃
至NO3 -―Ｎに転化し、陰イオン化してゼオライ
トから脱離する。脱離したNO2 -―ＮやNO3 -―Ｎ
は硝化菌を含む汚泥と共に導管１１を介して沈殿
槽１５に流入し、汚泥の沈降分離後、上澄液即ち
ゼオライト再生液２４が導管１７を介して導管４
に流入する。こうして最初沈殿池１における粗大
沈殿物２２と、最終沈殿池１８における増殖分の
活性汚泥２３とがゼオライト再生液２４と共に浮
上槽７に流入する。浮上槽７内では粗大沈殿物２
２、活性汚泥２３並びにゼオライト再生液２４が
撹拌機６により嫌気的雰囲気下で撹拌混合され
る。そこで浮上槽７内ではゼオライト再生液２４
中のNO2 -―Ｎ乃至NO3 -―Ｎが粗大沈殿物２２や
活性汚泥２３中の有機炭素源の存在下で同じく粗
大沈殿物２２や活性汚泥２３中の脱窒菌により脱
窒されてN2となり、同時に粗大沈殿物２２や活
性汚泥２３自体が発生N2の付着により浮上分離
される。浮上槽７の液部は導管１３を介して導管
１２に流入し、再処理に供される。一方、浮上槽
７の浮上物はベルトプレス型の脱水機２１におい
て脱水され、搬出される。 本実施例によれば主に次の効果がある。 １ 廃水中の固形物は最初沈殿池１において沈降
して粗大沈殿物２２となり、粗大沈殿物２２は
処理量に比例して増加する。一方、有機物は活
性汚泥により分解除去されるが、活性汚泥自体
は有機物を分解しながら増殖し続ける。このよ
うに廃水処理工程では多量の汚泥が発生するの
で、これを抜き出す必要がある。廃水処理工程
で発生する汚泥中には有機炭素源や脱窒菌が豊
富に含まれている。ところで廃水中のNO4 +―
Ｎの除去はゼオライトが行うが、ゼオライトは
吸着能を考慮して適宜再生する必要がある。
NO4 +―Ｎの再生時に硝化反応を利用した本実
施例によれば、ゼオライト再生液がNO2 -―Ｎ
乃至NO3 -―Ｎの豊富な状態となる。このよう
な液を前記の汚泥と接触させると、嫌気的雰囲
気下で脱窒反応が進行し、N2が盛んに発生す
る。この発生N2は汚泥を浮上分離するのに充
分な量であり、従来の沈降型濃縮槽の利用に比
べて固形分が高濃度となる。しかも有機物の分
解やゼオライト再生時に利用する微生物は循環
利用できる。従つて廃水中の窒素分と廃水処理
工程で生ずる汚泥との除去を薬剤によることな
く共に高度に達成することが可能であり、よつ
て投入試薬や無公害化の為の後処理が不要とな
り、プロセスの簡略化と経費節減が図れる。 ２ 最初沈殿池１によつて廃水中の固形物が除去
できるだけでなく、粗大沈殿物中には有機炭素
源が豊富にあるので、前記効果の達成を極めて
容易とする。 ３ 活性汚泥中には嫌気性状態の脱窒菌が豊富に
あるので、脱窒反応によるN2発生量は大とな
りやはり前記効果１の達成を極めて容易とす
る。 ４ 陽イオン交換体としてゼオライトを使用した
が、ゼオライトはアンモニアの選択的吸着能に
優れ、入手価格も安価であり、従つてNH4 +―
Ｎの除去効果を高めると共に経費節減が図れ
る。 ５ 吸着槽が曝気槽の前段にある為、NH4 +―Ｎ
の大部分は吸着槽で除去され、残留分が曝気槽
で硝化菌により硝化される。従つてNH4 +―Ｎ
の除去は高度に達成される。 第２図は本発明に係る廃水処理装置の他の実施
例を示すものである。先の実施例と異なるところ
は吸着槽、曝気槽、最終沈殿池の配列順序であ
る。先ず、最初沈殿池１の後段には曝気槽１４と
浮上槽７が設けられ、曝気槽１４には入側上部に
最初沈殿池１からの導管２５が、出側上部に導管
１６が開口する。曝気槽１４の後段には最終沈殿
池１８が設けられ、最終沈殿池１８の入側上部に
は曝気槽１４からの導管１６が、出側上部には導
管２６が、底部には導管２０が開口する。最終沈
殿池１８の後段には吸着槽５が設けられ、吸着槽
５には充填層よりも下方に最終沈殿池１８からの
導管２６と、ブロア８からの導管９とが、充填層
よりも上方に導管１１、導管１２並びに導管２７
が開口する。その他の構成は先の実施例と同様で
ある。 本実施例の廃水処理装置の作用は次のようにな
る。最初沈殿池１を経た廃水（上澄液）は導管２
５を介して曝気槽１４に流入する。曝気槽１４に
は後段の最終沈殿池１８から導管２０、導管２５
を介して活性汚泥２３も流入している。先の実施
例と同様に廃水中の有機物の分解につれ活性汚泥
２３は増殖し、処理水と共に導管１６を介して最
終沈殿池１８に流入する。最終沈殿池１８を経た
処理水（上澄液）は導管２６を介して吸着槽５に
流入する。吸着槽５を経た処理水は導管２７を介
し河川等に放流される。その他の作用は吸着槽５
の再生を含めて先の実施例と同様である。 本実施例によれば先の実施例で得られる効果
１，２，３並びに４を達成できる他、新たに次の
効果を得る。 即ち、吸着槽が最終沈殿池の後段にある為、吸
着槽に流入する液中の固形物濃度は先の実施例の
数分の１から10数分の１となり、よつて充填層の
目詰りが抑制できる。 ＜具体例 １＞ 最初沈殿池で粗大沈殿物を除去した下水を、ゼ
オライトを充填した吸着槽に流入させた。この時
の流入下水の水質はNH4 +―Ｎが15〜25mg／、
NO2―Ｎ＋NO3―Ｎが０〜３mg／であつた。ゼ
オライトへのNH4 +―Ｎ吸着量が増大するにつれ
て吸着槽出口のNH4 +―Ｎ濃度は徐徐に増大し
た。流出水のNH4 +―Ｎが約55mg／となつた時
点で下水の流入を止め、代わりに硝化菌を含む汚
泥を投入し、曝気した。主な条件は再生液量が
300ml、ゼオライト量が20ｇ、MLSS（水中に含
まれている固形物濃度）が2600ppm、空気量が
760ml／min、PHが8.5、温度が26℃である。 再生液の水質は第３図に示す様に変化し、ゼオ
ライトに吸着されていたNH4 +―Ｎが脱着され
た。 次にこの硝化再生液を活性汚泥法により生成さ
れた余剰汚泥と表―１のように混合して緩速撹拌
した。撹拌は脱窒反応により生成した気泡が破壊
されない程度にした。
廃水中の窒素分と廃水処理過程で発生する汚泥と
を除去するのに好適な廃水処理方法とその装置に
関する。 廃水中に含まれる窒素分はそのまま放流される
と環境に様々な悪影響を及ぼす。例えば、放流窒
素分の形態によつては溶存酸素の減少、水中微生
物の生長促進、水中生物に対しての毒性、塩素消
毒の効力低下を引き起こす。そこで次に示すよう
に廃水中の窒素分を除去する方法がいくつか提案
されている。 １ 活性汚泥法；活性汚泥によつて、たんぱく質
等の有機態窒素はアンモニア態窒素（以下
NH4 +―Ｎと称する。）に、NH4 +―Ｎは亜硝酸
態窒素（以下NO2 -―Ｎと称する。）乃至は硝酸
態窒素（以下NO3 -―Ｎと称する。）に転化させ
る。しかし処理水中にはなおもNO2 -―Ｎや
NO3 -―Ｎの形で窒素分が残留する。しかも活
性汚泥は処理量に比例して増加する為これを処
理することも考慮せねばならないが、それには
後記する如き問題がある。 ２ 硝化―脱窒法；硝化菌の存在下で廃水を曝気
し、NH4 +―ＮをNO3 -―Ｎに酸化した後、嫌気
性の状態にし、メタノール等の有機炭素源を添
加しながら脱窒菌の存在下でNO3―Ｎを窒素ガ
ス（以下N2と称する。）に転化させる。しかし
脱窒菌は増殖率が遅く、しかも反応速度が遅
い。従つて脱窒用の処理槽は大型化し、菌体再
利用の為付帯設備も必要となる。 ３ アンモニア・ストリツピング法；廃水に多量
のアルカリを加えて曝気し、アンモニアを大気
に放散する。この方法は大気を汚染するだけで
なく、処理中の中和を必要として薬剤使用量が
大である。 ４ 塩素注入法；廃水に塩素ガスを加えてアンモ
ニアを窒素ガスと塩酸とに分解する。この方法
も大気を汚染するだけでなく、処理水の中和を
必要として薬剤使用量が大である。 ５ ゼオライト吸着法；廃水中のNH4 +―Ｎをゼ
オライトに吸着させる。少くとも吸着塔さえあ
れば本方法は達成できる為、装置の小型化が図
れるが、ゼオライトは再生を要する。そしてこ
の再生法には更に次のような技術が提案されて
いる。 イ 食塩による再生法；食塩が水中で解離して生
ずる陽イオン、即ちナトリウムイオンと、
NH4 +―Ｎとをイオン交換し、NH4 +―Ｎを溶出
する。この方法では再度発生するNH4 +―Ｎの
処理が問題となる。 ロ 微生物による再生法；硝化菌の存在下で曝気
して、ゼオライトに吸着しているNH4 +―Ｎを
NO2 -―Ｎ乃至NO3 -―Ｎに酸化し、よつてゼオ
ライトから吸着物を脱着させる。この方法は再
生処理に供した液（以下再生液と称する。）中
に窒素成分が溶出する点で前記イと類似する
が、再生液の溶存成分はNO2 -―Ｎ乃至NO3 -―
Ｎであるから、この処理は前記イよりも容易で
ある。再生液の処理は通常前記２の方法に準ず
る。 結局本方法は高濃度窒素分含有廃水の処理を
残し、この処理は前記各方法のいずれかに依る
為に、各方法の欠点を保有している。 一方、原廃水中の粗大沈殿物や、活性汚泥法で
生じた余剰汚泥は、簡単な沈殿分離によつて処理
水と分離した後、汚泥撹拌機付きの汚泥濃縮槽で
再度沈殿分離し、その後沈殿物である濃縮固形物
を脱水工程にかけている。しかしこのような沈降
型の濃縮槽では固液分離は充分に行い得ない。こ
の原因は、第一に粗大沈殿物や余剰汚泥中に含ま
れる脱窒菌が作用して発生するN2が固形分に付
着して浮遊物を作ることにあり、第二に濃縮不充
分による濃縮固形物濃度の希薄化にある。第二の
問題は脱水設備の大容量化を招くことにもなり、
この解決策として高分子凝集剤、塩化第二鉄、消
石灰等の脱水剤を使用していた。従つて薬剤投入
量も大となる。 本発明の目的は廃水中の窒素分と廃水処理工程
で生ずる汚泥との除去を、薬剤投入によることな
く高度に達成する廃水処理方法とその装置を提供
することにある。 上記目的達成の為、本発明は、高濃度のNO2 -
―Ｎ乃至NO3 -―Ｎを用いれば脱窒反応が活発と
なつてN2の発生量が多くなり、この発生N2が浮
上分離に利用し得ることを確認した上で、廃水中
のNH4 +―Ｎの吸着に寄与した陽イオン交換体を
硝化再生して生ずる再生液と、廃水処理工程で生
ずる汚泥とを接触させて脱窒反応を活発に行い、
よつて汚泥の高濃度化浮上分離を行うようにした
ものである。 以下、本発明の実施例を図面に従つて説明す
る。 第１図は本発明に係る廃水処理装置の一実施例
を示すものである。最前段には最初沈殿池１が設
けられ、最初沈殿池１には入側上部に導管２、出
側上部に導管３、底部に導管４が開口する。最初
沈殿池１の後段にはゼオライトを充填した吸着槽
５と撹拌機６付きの浮上槽７とが設けられ、吸着
槽５には充填層よりも下方に最初沈殿池１からの
導管３と、ブロア８からの導管９とが、充填層よ
りも上方に導管１０、導管１１並びに導管１２が
開口し、浮上槽７には入側下部に最初沈殿池１か
らの導管４が、底部に導管１３が開口する。図中
吸着槽５は２槽記載し、各槽の配管は説明の便宜
上違えてあるが、実際には各槽共に導管３、導関
管９、導管１０、導管１１並びに導管１２の開口
部を有している。導管１３の他端は導管２に開口
する。吸着槽５の後段には曝気槽１４と沈殿槽１
５とが設けられ、曝気槽１４には入側上部に吸着
槽５からの導管１０が、出側上部に導管１６が開
口し、沈殿槽１５には入側上部に吸着槽５からの
導管１１が、出側上部に導管１７が、底部に吸着
槽５に至る導管１２が開口する。曝気槽１４の後
段には最終沈殿池１８が設けられ、最終沈殿池１
８には入側上部に曝気槽１４からの導管１６が、
出側上部に導管１９が、底部には導管２０が開口
する。導管２０は２本に分岐して、一方は導管１
０に、他方は導管４に開口する。沈殿槽１５の後
段には前記の浮上槽７が設けられ、更に浮上槽７
の後段にはベルトプレス型の脱水機２１が設けら
れる。 次に上記のような構成の廃水処理装置の作用に
ついて説明する。 廃水は導管２を介して最初沈殿池１に流入す
る。最初沈殿池１では廃水中の固形成分が沈降し
粗大沈殿物２２となり、上澄液と分離される。上
澄液は導管３を介して吸着槽５に流入する。一
方、粗大沈殿物２２は導管４を介して浮上槽７に
流入する。吸着槽５ではゼオライトのイオン交換
能によつて廃水中のNH4 +―Ｎが除去される。
NH4 +―Ｎの除去された廃水（一次処理水）は導
管１０を介して曝気槽１４に流入する。曝気槽１
４には後段の最終沈殿池１８から導管２０、導管
１０を介して活性汚泥２３も流入している。活性
汚泥２３にはCOD酸化能が有る。曝気槽１４内
は酸素を含む微細気泡によつて好気的雰囲気に保
持されており、ここでは主として廃水中の有機物
が活性汚泥２３により酸化分解される。この分解
物は微生物に取り込まれ、よつて活性汚泥２３が
増殖する。処理水は活性汚泥２３と共に導管１６
を介して最終沈殿池１８に流入する。最終沈殿池
１８では処理水中の活性汚泥２３が沈降し、上澄
液と分離される。処理水は上澄液として導管１９
を経て河川等に放流される。一方、活性汚泥２３
は導管２０を介し一定量が導管１０に、増殖分が
導管４に流入する。ところで再生に係る吸着槽５
にはブロア８から導管９を介して酸素が供給さ
れ、沈殿槽１５から導管１２を介して硝化菌を含
む汚泥が供給される。また、導管３を介して最初
沈殿池１における上澄液がなおも供給される。吸
着槽５内はこうして好気的雰囲気に保持されてお
り、硝化菌が硝化反応に寄与しながら生育する環
境になつていて、ここではゼオライトに吸着して
いる。NH4 +―Ｎが硝化反応によつてNO2 -―Ｎ乃
至NO3 -―Ｎに転化し、陰イオン化してゼオライ
トから脱離する。脱離したNO2 -―ＮやNO3 -―Ｎ
は硝化菌を含む汚泥と共に導管１１を介して沈殿
槽１５に流入し、汚泥の沈降分離後、上澄液即ち
ゼオライト再生液２４が導管１７を介して導管４
に流入する。こうして最初沈殿池１における粗大
沈殿物２２と、最終沈殿池１８における増殖分の
活性汚泥２３とがゼオライト再生液２４と共に浮
上槽７に流入する。浮上槽７内では粗大沈殿物２
２、活性汚泥２３並びにゼオライト再生液２４が
撹拌機６により嫌気的雰囲気下で撹拌混合され
る。そこで浮上槽７内ではゼオライト再生液２４
中のNO2 -―Ｎ乃至NO3 -―Ｎが粗大沈殿物２２や
活性汚泥２３中の有機炭素源の存在下で同じく粗
大沈殿物２２や活性汚泥２３中の脱窒菌により脱
窒されてN2となり、同時に粗大沈殿物２２や活
性汚泥２３自体が発生N2の付着により浮上分離
される。浮上槽７の液部は導管１３を介して導管
１２に流入し、再処理に供される。一方、浮上槽
７の浮上物はベルトプレス型の脱水機２１におい
て脱水され、搬出される。 本実施例によれば主に次の効果がある。 １ 廃水中の固形物は最初沈殿池１において沈降
して粗大沈殿物２２となり、粗大沈殿物２２は
処理量に比例して増加する。一方、有機物は活
性汚泥により分解除去されるが、活性汚泥自体
は有機物を分解しながら増殖し続ける。このよ
うに廃水処理工程では多量の汚泥が発生するの
で、これを抜き出す必要がある。廃水処理工程
で発生する汚泥中には有機炭素源や脱窒菌が豊
富に含まれている。ところで廃水中のNO4 +―
Ｎの除去はゼオライトが行うが、ゼオライトは
吸着能を考慮して適宜再生する必要がある。
NO4 +―Ｎの再生時に硝化反応を利用した本実
施例によれば、ゼオライト再生液がNO2 -―Ｎ
乃至NO3 -―Ｎの豊富な状態となる。このよう
な液を前記の汚泥と接触させると、嫌気的雰囲
気下で脱窒反応が進行し、N2が盛んに発生す
る。この発生N2は汚泥を浮上分離するのに充
分な量であり、従来の沈降型濃縮槽の利用に比
べて固形分が高濃度となる。しかも有機物の分
解やゼオライト再生時に利用する微生物は循環
利用できる。従つて廃水中の窒素分と廃水処理
工程で生ずる汚泥との除去を薬剤によることな
く共に高度に達成することが可能であり、よつ
て投入試薬や無公害化の為の後処理が不要とな
り、プロセスの簡略化と経費節減が図れる。 ２ 最初沈殿池１によつて廃水中の固形物が除去
できるだけでなく、粗大沈殿物中には有機炭素
源が豊富にあるので、前記効果の達成を極めて
容易とする。 ３ 活性汚泥中には嫌気性状態の脱窒菌が豊富に
あるので、脱窒反応によるN2発生量は大とな
りやはり前記効果１の達成を極めて容易とす
る。 ４ 陽イオン交換体としてゼオライトを使用した
が、ゼオライトはアンモニアの選択的吸着能に
優れ、入手価格も安価であり、従つてNH4 +―
Ｎの除去効果を高めると共に経費節減が図れ
る。 ５ 吸着槽が曝気槽の前段にある為、NH4 +―Ｎ
の大部分は吸着槽で除去され、残留分が曝気槽
で硝化菌により硝化される。従つてNH4 +―Ｎ
の除去は高度に達成される。 第２図は本発明に係る廃水処理装置の他の実施
例を示すものである。先の実施例と異なるところ
は吸着槽、曝気槽、最終沈殿池の配列順序であ
る。先ず、最初沈殿池１の後段には曝気槽１４と
浮上槽７が設けられ、曝気槽１４には入側上部に
最初沈殿池１からの導管２５が、出側上部に導管
１６が開口する。曝気槽１４の後段には最終沈殿
池１８が設けられ、最終沈殿池１８の入側上部に
は曝気槽１４からの導管１６が、出側上部には導
管２６が、底部には導管２０が開口する。最終沈
殿池１８の後段には吸着槽５が設けられ、吸着槽
５には充填層よりも下方に最終沈殿池１８からの
導管２６と、ブロア８からの導管９とが、充填層
よりも上方に導管１１、導管１２並びに導管２７
が開口する。その他の構成は先の実施例と同様で
ある。 本実施例の廃水処理装置の作用は次のようにな
る。最初沈殿池１を経た廃水（上澄液）は導管２
５を介して曝気槽１４に流入する。曝気槽１４に
は後段の最終沈殿池１８から導管２０、導管２５
を介して活性汚泥２３も流入している。先の実施
例と同様に廃水中の有機物の分解につれ活性汚泥
２３は増殖し、処理水と共に導管１６を介して最
終沈殿池１８に流入する。最終沈殿池１８を経た
処理水（上澄液）は導管２６を介して吸着槽５に
流入する。吸着槽５を経た処理水は導管２７を介
し河川等に放流される。その他の作用は吸着槽５
の再生を含めて先の実施例と同様である。 本実施例によれば先の実施例で得られる効果
１，２，３並びに４を達成できる他、新たに次の
効果を得る。 即ち、吸着槽が最終沈殿池の後段にある為、吸
着槽に流入する液中の固形物濃度は先の実施例の
数分の１から10数分の１となり、よつて充填層の
目詰りが抑制できる。 ＜具体例 １＞ 最初沈殿池で粗大沈殿物を除去した下水を、ゼ
オライトを充填した吸着槽に流入させた。この時
の流入下水の水質はNH4 +―Ｎが15〜25mg／、
NO2―Ｎ＋NO3―Ｎが０〜３mg／であつた。ゼ
オライトへのNH4 +―Ｎ吸着量が増大するにつれ
て吸着槽出口のNH4 +―Ｎ濃度は徐徐に増大し
た。流出水のNH4 +―Ｎが約55mg／となつた時
点で下水の流入を止め、代わりに硝化菌を含む汚
泥を投入し、曝気した。主な条件は再生液量が
300ml、ゼオライト量が20ｇ、MLSS（水中に含
まれている固形物濃度）が2600ppm、空気量が
760ml／min、PHが8.5、温度が26℃である。 再生液の水質は第３図に示す様に変化し、ゼオ
ライトに吸着されていたNH4 +―Ｎが脱着され
た。 次にこの硝化再生液を活性汚泥法により生成さ
れた余剰汚泥と表―１のように混合して緩速撹拌
した。撹拌は脱窒反応により生成した気泡が破壊
されない程度にした。
【表】
表中余剰汚泥は活性汚泥２３の増殖分に相当す
るものである。 この時、第４図に示すように脱窒反応が進行
し、これに伴ない混合液中の固形物が気泡と共に
浮上し、固形物の濃縮が行われた。本例による濃
縮固形物濃度は20時間後に４％であるが、同条件
で沈降型濃縮を行つた場合は１％であつた。 ＜具体例 ２＞ 具体例１と同様にして得られた硝化再生液を、
最初沈殿池で沈殿した粗大沈殿物と表２の条件で
混合し、緩速撹拌を行つた。
るものである。 この時、第４図に示すように脱窒反応が進行
し、これに伴ない混合液中の固形物が気泡と共に
浮上し、固形物の濃縮が行われた。本例による濃
縮固形物濃度は20時間後に４％であるが、同条件
で沈降型濃縮を行つた場合は１％であつた。 ＜具体例 ２＞ 具体例１と同様にして得られた硝化再生液を、
最初沈殿池で沈殿した粗大沈殿物と表２の条件で
混合し、緩速撹拌を行つた。
【表】
この時、脱窒反応状況及び固形分の浮上分離状
況は第５図に示す通りであつた。本例による濃縮
固形物濃度は20時間後に７％であるが、同条件で
沈降型濃縮を行つた場合は３％であつた。 以上、本発明によれば、廃水中の窒素分と廃水
処理工程で生ずる汚泥との除去を薬剤によること
なく共に高度に達成することが可能であり、よつ
て投入試薬や無公害化の為の後処理が不要とな
り、プロセスの簡略化と経費節減が図れる。
況は第５図に示す通りであつた。本例による濃縮
固形物濃度は20時間後に７％であるが、同条件で
沈降型濃縮を行つた場合は３％であつた。 以上、本発明によれば、廃水中の窒素分と廃水
処理工程で生ずる汚泥との除去を薬剤によること
なく共に高度に達成することが可能であり、よつ
て投入試薬や無公害化の為の後処理が不要とな
り、プロセスの簡略化と経費節減が図れる。
第１図及び第２図は本発明の実施例を示すフロ
ー図、第３図はゼオライトを硝化再生する際の再
生液の水質変化を示す特性図、第４図及び第５図
は本発明の実施例による脱窒効果及び固形物濃縮
効果を示す特性図である。 １…最初沈殿池、５…吸着槽、７…浮上槽、１
４…曝気槽、１８…最終沈殿池、２２…粗大沈殿
物、２３…活性汚泥、２４…ゼオライト再生液。
ー図、第３図はゼオライトを硝化再生する際の再
生液の水質変化を示す特性図、第４図及び第５図
は本発明の実施例による脱窒効果及び固形物濃縮
効果を示す特性図である。 １…最初沈殿池、５…吸着槽、７…浮上槽、１
４…曝気槽、１８…最終沈殿池、２２…粗大沈殿
物、２３…活性汚泥、２４…ゼオライト再生液。
Claims (1)
- 【特許請求の範囲】 １ 次の工程からなる廃水処理方法、 (イ) 廃水を陽イオン交換体に接触させ、該交換体
に前記廃水中のアンモニア態窒素を吸着させる
第一工程。 (ロ) 前記第一工程でアンモニア態窒素を吸着した
前記交換体を、硝化菌と水中接触させ、前記ア
ンモニア態窒素を硝酸態乃至亜硝酸態窒素に転
化した後水中へ放出する第二工程。 (ハ) 前記第二工程で前記硝酸態乃至亜硝酸態窒素
を溶存した水を、廃水処理工程で発生する汚泥
と接触させ、汚泥が有する脱窒作用によつて前
記硝酸態乃至亜硝酸態窒素を窒素ガスを転化す
ると共に、該窒素ガスによつて前記汚泥を浮上
分離する第三工程。 ２ 特許請求の範囲第１項記載において、前記廃
水を前記第一工程に導く前に粗大沈殿物を除去
し、前記第三工程で使用する汚泥として前記粗大
沈殿物を用いることを特徴とする廃水処理方法。 ３ 特許請求の範囲第１項記載において、前記第
一工程とは別に前記廃水中の有機物を活性汚泥に
より酸化分解した後、前記活性汚泥と処理水とを
分離し、前記第三工程で使用する汚泥として前記
活性汚泥を用いることを特徴とする廃水処理方
法。 ４ 廃水が活性汚泥と共に流入する曝気槽と、該
曝気槽の後段に設けられて処理水中の前記活性汚
泥を沈降分離する沈殿池と、該沈殿池から前記活
性汚泥を抜き出して前記曝気槽に戻す汚泥戻し経
路と、該汚泥戻し経路と連通して前記活性汚泥の
一部を抜き出す汚泥抜き出し経路とを有し、更に
廃水を陽イオン交換体に接触させ、該廃水中のア
ンモニア態窒素を該交換体に吸着させる吸着槽
と、該吸着槽内の該交換体を硝化再生する手段
と、該手段の後段に設けられてしかも前記汚泥抜
き出し経路が開口する浮上槽とを有することを特
徴とする廃水処理装置。 ５ 特許請求の範囲第４項記載において、前記吸
着槽の前段に廃水中の粗大沈殿物を沈降分離する
最初沈殿池を設けることを特徴とする廃水処理装
置。 ６ 特許請求の範囲第４項または第５項記載にお
いて、前記吸着槽の後段に前記曝気槽を設けるこ
とを特徴とする廃水処理装置。 ７ 特許請求の範囲第５項記載において、前記曝
気槽及び前記沈殿池を前記最初沈殿池と前記吸着
槽との間に設けることを特徴とする廃水処理装
置。 ８ 特許請求の範囲第５項記載において、前記最
初沈殿池の後段に前記浮上槽を設けることを特徴
とする廃水処理装置。
Priority Applications (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP11293479A JPS5638191A (en) | 1979-09-05 | 1979-09-05 | Method and apparatus for waste water treatment |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP11293479A JPS5638191A (en) | 1979-09-05 | 1979-09-05 | Method and apparatus for waste water treatment |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPS5638191A JPS5638191A (en) | 1981-04-13 |
| JPS6218237B2 true JPS6218237B2 (ja) | 1987-04-22 |
Family
ID=14599142
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP11293479A Granted JPS5638191A (en) | 1979-09-05 | 1979-09-05 | Method and apparatus for waste water treatment |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JPS5638191A (ja) |
Cited By (2)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH0555335B2 (ja) * | 1987-03-03 | 1993-08-16 | Mazda Motor | |
| JPH0555336B2 (ja) * | 1987-03-03 | 1993-08-16 | Mazda Motor |
-
1979
- 1979-09-05 JP JP11293479A patent/JPS5638191A/ja active Granted
Cited By (2)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH0555335B2 (ja) * | 1987-03-03 | 1993-08-16 | Mazda Motor | |
| JPH0555336B2 (ja) * | 1987-03-03 | 1993-08-16 | Mazda Motor |
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JPS5638191A (en) | 1981-04-13 |
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