WO2001062676A1 - Procede de traitement des eaux d'egout organiques - Google Patents

Procede de traitement des eaux d'egout organiques Download PDF

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WO2001062676A1
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tank
treatment
sludge
biological treatment
raw water
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Yousei Katsu
Toshihiro Tanaka
Takuya Kobayashi
Kiyomi Arakawa
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Ebara Corporation
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    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/02—Aerobic processes
    • C02F3/12—Activated sludge processes
    • C02F3/1205—Particular type of activated sludge processes
    • C02F3/1221—Particular type of activated sludge processes comprising treatment of the recirculated sludge
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
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    • C02F1/00—Treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F1/72—Treatment of water, waste water, or sewage by oxidation
    • C02F1/78—Treatment of water, waste water, or sewage by oxidation with ozone
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    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage

Definitions

  • the present invention relates to the treatment of organic wastewater, and more particularly to volume reduction of excess sludge in a biological treatment method, and a method of treating organic wastewater that can be used for organic industrial wastewater, domestic wastewater, and the like. It relates to a processing device. Background art
  • the present invention has been made to solve the above-mentioned problems of the prior art, and there is no danger of killing activated sludge because the amount of sludge injected into an ozone treatment tank is appropriate. Since the sludge activity of the reactor is maintained, the COD and SS of the treated water can be reduced efficiently, and the activated sludge of organic wastewater is effectively used by effectively using the exhaust gas from the ozone reactor. It is an object of the present invention to provide a method capable of reducing the volume of excess sludge in the method and reducing the cost of the entire wastewater treatment system. Disclosure of the invention
  • the present inventors have studied to solve the above-mentioned problems, and as a result, compared with the case where only the sludge from the activated sludge solid-liquid separation tank or the biological treatment tank is treated with ozone in the pretreatment tank into which ozone gas is injected.
  • the nitrification reaction which is a biological reaction, progressed in the pretreatment tank, and therefore, the ozone treatment was performed after mixing the raw water and the sludge. It has been found that the nitrification ability can be improved.
  • the present invention has the following configuration.
  • a biological treatment method for organic wastewater using a biological treatment device having a biological treatment tank and an activated sludge solid-liquid separation tank a part of the sludge in the biological treatment tank or the activated sludge solid-liquid separation tank is removed. It is extracted and mixed with a part of the incoming raw water.
  • the ozone treatment and biological treatment are performed in the first-stage treatment tank, and the treatment liquid in the first-stage treatment tank is used to remove a part of the sludge in the tank from the biological treatment tank or activated sludge solid-liquid separation tank and the remaining part
  • a method for treating organic wastewater comprising introducing biological wastewater into the biological treatment tank along with raw water and introducing waste gas from the former treatment tank into the biological treatment tank.
  • the denitrification tank is introduced together with a part of the sludge from the denitrification tank or nitrification tank or the activated sludge solid-liquid separation tank and the remaining raw water into the denitrification tank, and the denitrification treatment is performed.
  • a method for treating organic wastewater comprising introducing nitric acid into a nitrification tank and performing nitrification treatment.
  • a biological treatment device for organic wastewater comprising a pretreatment tank, a biological treatment tank, and an activated sludge solid-liquid separation tank, and a pipe for supplying raw water flowing into the biological treatment tank.
  • Means for extracting part of the sludge in the treatment tank or activated sludge solid-liquid separation tank and supplying it to the pretreatment tank together with part of the inflow raw water, and injects ozone gas into the sludge supplied to the pretreatment tank and the inflow raw water Means for introducing the treatment liquid in the pretreatment tank into the biological treatment tank in the latter stage together with part of the sludge in the biological treatment tank or the activated sludge solid-liquid separation tank and the remaining inflowing raw water.
  • a biological treatment apparatus for organic wastewater comprising means for introducing exhaust gas from a treatment tank into a biological treatment tank.
  • an activated sludge treatment apparatus composed of a biological treatment tank and an activated sludge solid-liquid separation tank
  • a part of the sludge in the activated sludge solid-liquid separation tank or the biological treatment tank is extracted and the inflow raw water is removed.
  • the supplied sludge and raw water partly undergo oxidative decomposition by ozone in a short time, solubilization of the sludge progresses, and the biodegradability of organic substances in the raw water increases.
  • the pre-treatment tank biological treatment by microorganisms in the supplied sludge is also performed.
  • the above-mentioned pre-treatment tank refers to a tank that performs oxidative decomposition and biological treatment of the sludge and raw water supplied to the tank with ozone, and the biological treatment tank and activated sludge solid-liquid separation Since it is provided before the activated sludge treatment apparatus composed of a tank, it is referred to as such, whereas the biological treatment tank and the activated sludge solid-liquid separation tank are referred to as a subsequent tank and the like.
  • the amount of sludge supplied to the pretreatment tank is preferably 5 to 50% of the total sludge amount in the system. If it is less than 5%, the volume reduction of excess sludge will be insufficient, while if it exceeds 50%, the quality of treated water will deteriorate.
  • the apparatus according to the present invention by increasing the concentration of oxygen in the ozone gas supplied to the pretreatment tank, the dissolved oxygen in the pretreatment tank can be kept high, and a part of the organic matter in the raw water can be reduced. It decomposes and further enables nitrification of NH 4 — N.
  • the treatment liquid that has been subjected to ozone treatment and biological treatment in the preceding treatment tank as described above is introduced into the subsequent biological treatment tank together with the activated sludge and the solid-liquid separation tank or the return sludge and raw water from the biological treatment tank.
  • a carbon source necessary for denitrification in the water in addition to the organic matter in the raw water, liquid organic matter associated with the dissolution of sludge can be used, so the denitrification performance is improved and a stable denitrification rate is achieved.
  • the present invention by supplying the exhaust gas from the pretreatment tank to the subsequent biological treatment tank, high-concentration oxygen contained in the exhaust gas can be decomposed into B ⁇ D in the biological treatment tank and NH 4 — It can be used as oxygen for nitrification of N, there is no need to supply new oxygen, and there is no need to install an aeration blower in the biological treatment tank, which has a large energy saving effect.
  • the biodegradability of organic matter is improved, and the decomposition efficiency of organic matter in the biological treatment tank is increased.
  • the quality of the treated water is improved.
  • the liquefied organic matter of the sludge is similarly decomposed and removed in the biological treatment tank, so that sludge growth in the system can be suppressed.
  • the activated sludge solid-liquid separator used in the present invention is not limited to the sedimentation basin, but may be a membrane separator or any other activated sludge solid-liquid separator known in the art.
  • the biological treatment method is not limited to the standard activated sludge method, but it can be used for the oxidation sludge method, the circulating nitrification denitrification activated sludge method, the intermittent aeration activated sludge method, the biological phosphorus removal method, and the simultaneous biological phosphorus nitrogen removal method. Any other biological treatment method known in the art, such as a method, can be employed.
  • FIG. 1 is a flowchart of an embodiment of the method for treating organic wastewater according to the present invention.
  • FIG. 2 is a graph showing the progress of the amount of sludge in the wastewater treatment system in one embodiment of the present invention.
  • FIG. 3 is a flowchart of an embodiment of the method for treating organic wastewater according to the present invention.
  • FIG. 4 is a flowchart of an embodiment of the method for treating organic wastewater according to the present invention.
  • FIG. 5 is a graph showing the progress of the amount of sludge in the wastewater treatment system in one embodiment of the present invention.
  • FIG. 6 is a flow sheet of an embodiment of the method for treating organic wastewater according to the present invention.
  • FIG. 7 is a graph showing the progress of the amount of sludge in the wastewater treatment system in one embodiment of the present invention.
  • Example 1 the present invention will be specifically described with reference to examples, but the present invention is not limited to these examples.
  • Example 1 the present invention will be specifically described with reference to examples, but the present invention is not limited to these examples.
  • FIG. 1 is a flow chart showing an example of the standard activated sludge method according to the present invention for groundwater.
  • the amount of about 15% of the total inflowing raw water is referred to as the pretreatment tank inflow water 1, and the amount of sludge of about 45% of the in-system sludge is withdrawn from the sedimentation basin 21 and extracted as the pretreatment tank inflow sludge 6. Both are supplied to the pretreatment tank 5.
  • the ozone gas 3 from the PSA type ozone generator 2 is simultaneously injected into the pretreatment tank 5 through the ejector 14.
  • Reference numeral 7 denotes an ejector single-circulation pump.
  • the treatment liquid 8 in the pretreatment tank subjected to the ozone treatment and the biological treatment in the pretreatment tank 5 is introduced into the aeration tank 15 together with the sludge 10 returned from the sedimentation tank 20 and the raw water 11 flowing into the aeration tank.
  • organic substances are decomposed and NH 4 —N is nitrified by the action of microorganisms in the activated sludge contained in the tank.
  • the exhaust gas 9 from the pretreatment tank 5 containing high-concentration oxygen is introduced into the aeration tank 15 through the exhaust gas supply pipe 17, and the high-concentration oxygen supplied by the aeration tank agitator 18 is removed.
  • Oxygen necessary for the decomposition of organic substances in the aeration tank 15 and nitrification of NH 4 — N is provided.
  • the aeration tank outlet sludge 19 from the aeration tank 15 is sent to a sedimentation basin (solid-liquid separation tank) 20 where it is separated into solid and liquid to obtain treated water 21.
  • Table 1 below shows the processing conditions of the pre-treatment tank in Example 1.
  • Ozone gas with an ozone concentration of 67 mg / L generated by the PSA ozone generator 2 was injected at a flow rate of 3.0 L / min into the pre-treatment tank using oxygen gas with an oxygen concentration of 96 vol (volume)% as a source gas.
  • the treatment was performed under the conditions that the residence time in the pretreatment tank was about 0.5 hour.
  • Pre-treatment tank residence time (h) 0.5 Table 2 below shows the results of the treatment in the pretreatment tank performed under the above conditions.
  • the SS at the inlet of the pretreatment tank was 269 Omg / L, while the SS after treatment decreased to 236 Omg / L, and the liquefaction rate of sludge was about 12%.
  • the sludge liquefaction rate was calculated by the following equation.
  • Sludge liquefaction rate [(SS after treatment—SS before treatment) Z before treatment] X 100% S—C ⁇ D Mn (Soluble Chemical Oxygen Demand: solubility permanganic acid at 100 ° C) Oxygen consumption by potassium) and S—BOD 5
  • Table 3 below shows the treatment conditions of the biological treatment tank in Example 1.
  • ML is Mixed Liquor Suspended Solids (activated sludge suspended solids).
  • Table 4 below shows the quality of raw water and treated water 21 discharged from the sedimentation basin.
  • SS is 80mg / L
  • COD ⁇ is 65 mg / L
  • BOD 5 is 80mg / L
  • NH 4 - N is 23mg / L
  • T- N Total Nitrogen: total nitrogen
  • SS is 9.5 mg / L
  • COD Mn is 14 mg / L
  • BOD 5 was 6.2 mg / L
  • T-N was 22 mg / L
  • stable and good treated water quality was obtained.
  • the NH 4 —N of the treated water was 0.1 mg / L or less, and the nitrification was well advanced.
  • Table 3 Treatment conditions for biological treatment tank in Example 1
  • FIG. 2 shows the progress of the amount of sludge in the system in the treatment apparatus of the first embodiment. If the BOD OD load of raw water is 0.1 O kg / kg.d, the amount of sludge in the system is almost constant during the treatment period of about 2 months, and about 13.0-13.9 kg, and it hardly increased, indicating that the sludge volume reduction effect by using the pretreatment with ozone was remarkable.
  • Example 2
  • FIG. 3 is a flow sheet showing an example of the nitrification and denitrification activated sludge treatment method according to the present invention for the group groundwater.
  • a denitrification tank 13 is provided upstream of the aeration tank 15 in FIG.
  • the treatment liquid 8 in the pretreatment tank subjected to ozone treatment and biological treatment in the pretreatment tank 5 is introduced into the denitrification tank 13 together with the return sludge and the raw water 12 flowing into the denitrification tank.
  • the denitrification tank 13 Stirring and mixing are performed by the denitrification tank stirrer 14, and nitrate nitrogen and nitrite nitrogen are reduced to nitrogen gas by the action of denitrification bacteria contained in the activated sludge disposed in the tank.
  • the treated water moves to the aeration tank 15 located downstream of the denitrification tank 13, where the microorganisms in the activated sludge contained in the tank decompose and decompose the organic matter in the denitrification liquid.
  • NH 4 The nitrification of N is performed.
  • the exhaust gas 9 from the pretreatment tank 5 containing high-concentration oxygen is introduced into the aeration tank 15 through the exhaust gas supply pipe 17, and the high-concentration oxygen supplied by the aeration tank stirrer 18 is made uniform. As a result, oxygen necessary for decomposing organic substances in the aeration tank 15 and nitrification of NH 4 —N is provided.
  • a certain amount (preferably 100 to 500% based on the amount of raw water) of the activated sludge mixture is returned to the denitrification tank 13 as circulating liquid 16, NO x — N in the sludge mixture is also denitrified.
  • the aeration tank outlet sludge 19 from the aeration tank 15 is sent to the sedimentation basin 20, where it is subjected to solid-liquid separation to obtain treated water 21.
  • Example 2 In the processing flow of Example 2, the processing was performed under the same processing conditions as in Example 1 such as the ozone gas flow rate of the pre-treatment tank 5, and the processing results were almost the same as in Example 1.
  • the treatment conditions such as the amount of water in the biological treatment tank (denitrification tank and aeration tank) in Example 2 were the same as in Example 1, and the amount of circulating liquid from the aeration tank 15 to the denitrification tank 13 was about twice the amount of raw water. Driving as 36 m 3 / d.
  • Table 5 below shows the results of raw water and treated water quality.
  • treated water quality is, SS is 6. 0 mg / L, C OD Mn is 1 2mg / L, B OD 5 is 5.
  • Example 3 If the total tank B OD load due to the raw water is 0.1 Og / kg.d, the sludge amount in the system is almost constant during the treatment period of about two months, and the nitrification denitrification activated sludge method of Example 2 In this case, almost the same sludge volume reduction effect as the standard activated sludge method of Example 1 was recognized.
  • Example 3 If the total tank B OD load due to the raw water is 0.1 Og / kg.d, the sludge amount in the system is almost constant during the treatment period of about two months, and the nitrification denitrification activated sludge method of Example 2 In this case, almost the same sludge volume reduction effect as the standard activated sludge method of Example 1 was recognized.
  • Example 3 Example 3
  • FIG. 4 shows a mouthpiece of an example of an oxidation dish method for another embodiment of the present invention for groundwater.
  • the pretreatment tank inflow water 1 Approximately 15% of the total inflowing raw water is referred to as the pretreatment tank inflow water 1, and about 33% of the sludge in the system is extracted from the sedimentation basin 21 and is referred to as the pretreatment tank inflow sludge 6. And both are supplied to the pretreatment tank 5. Further, the ozone gas 3 from the PSA type ozone generator 2 is simultaneously injected into the pretreatment tank 5 through the ejector 14.
  • the treatment liquid 8 in the pretreatment tank subjected to ozone treatment and biological treatment in the pretreatment tank 5 is introduced into the aeration tank 15 together with the return sludge 10 from the sedimentation tank 20 and the raw water 11 flowing into the hiring tank.
  • organic substances are decomposed and NH 4 -N is nitrified by the action of microorganisms in the activated sludge contained in the tank.
  • the activated sludge mixed liquid from the aeration tank After it is supplied to the exhaust gas supply device 17 by 22, it is returned to the aeration tank 15.
  • the supplied high-concentration oxygen is made uniform by the aeration tank stirrer 18, and the oxygen necessary for the decomposition of organic substances and the nitrification of NH 4 —N in the aeration tank 15 is provided.
  • the sludge 19 from the aeration tank at the aeration tank 15 is sent to the sedimentation basin 20, where it is separated into solid and liquid to obtain treated water 21S.
  • Table 6 below shows the processing conditions of the pre-treatment tank in Example 3.
  • Ozone gas with an ozone concentration of 67 mg / L generated by the PSA ozone generator 2 was injected at a flow rate of 3.
  • OL / min into the pre-treatment tank using oxygen gas with an oxygen concentration of 96 vol (volume)% as a source gas.
  • the treatment was performed under the condition that the residence time in the pretreatment tank was about 0.5 hours.
  • Table 6 Treatment conditions of the pre-treatment tank in Example 3
  • Table 7 shows the results of the treatment in the pretreatment tank performed under the above conditions.
  • the SS at the inlet of the pretreatment tank was 269 Omg / L, but the SS after treatment decreased to 203 Omg / L, and the sludge liquefaction rate was about 10%.
  • Table 8 below shows the treatment conditions of the biological treatment tank in Example 3.
  • Table 9 below shows the quality of raw water and treated water 21 discharged from the sedimentation basin.
  • Example 8 Treatment conditions for biological treatment tank in Example 3
  • FIG. 5 shows the progress of the amount of sludge in the system in the treatment apparatus of the third embodiment. If the total tank B OD load due to raw water is 0.05 kg / kg.d, the sludge amount in the system is almost constant during the treatment period of about two months, and it is about 27.5-29.0. kg, and it hardly increased. Therefore, it was confirmed that the sludge volume reduction effect by using the pre-treatment with ozone was also observed in the oxidation ditch method.
  • Fig. 6 shows an example of an intermittent aeration activated sludge method according to the present invention for groundwater in a single sheet.
  • the amount of approximately 15% of the total inflow raw water is referred to as the upstream treatment tank inflow water 1, and approximately 33% of the amount of sludge in the system is withdrawn from the sedimentation basin 21 and extracted as the upstream treatment tank inflow sludge 6. Both are supplied to the pretreatment tank 5. Further, the ozone gas 3 from the PSA type ozone generator 2 is simultaneously injected into the pretreatment tank 5 through the ejector 4.
  • the pre-treatment tank treatment liquid 8 treated with ozone in the pre-treatment tank 5 is introduced into the aeration tank 15 together with the returned sludge 10 with the sedimentation basin 20 power and the raw water flowing into the steam tank 11.
  • organic matter is decomposed and NH 4 -N is removed by the action of microorganisms in the activated sludge contained in the tank.
  • the exhaust gas 9 from the pretreatment tank 5 containing high-concentration oxygen was intermittently introduced into the aeration tank 15 through the exhaust gas supply pipe 17 and supplied by the aeration tank agitator 18.
  • the high-concentration oxygen becomes uniform, and oxygen necessary for the decomposition of organic substances in the aeration tank 15 and nitrification of NH 4 —N is provided.
  • the intermittent aeration from the exhaust gas supply pipe 17 is preferably performed, for example, at intervals of about 60 minutes for about 30 minutes.
  • the aeration tank outlet sludge 19 from the aeration tank 15 is sent to the sedimentation basin 20, where it is separated into solid and liquid to obtain treated water 21.
  • Table 10 below shows the processing conditions of the pretreatment tank in Example 4.
  • Ozone gas with an ozone concentration of 67 mg / L generated by the PSA ozone generator 2 was injected at a flow rate of 3.0 L / min into the pre-treatment tank using oxygen gas with an oxygen concentration of 96 vol (volume)% as the source gas. Then, the treatment was carried out under the condition that the residence time in the pretreatment tank was about 0.5 hour.
  • Table 10 Treatment conditions of the pre-treatment tank in Example 4
  • Table 11 shows the results of the treatment in the pretreatment tank performed under the above conditions.
  • the SS at the inlet of the pretreatment tank was 207 Omg / L, whereas the SS after treatment decreased to 186 Omg / L, and the liquefaction rate of the sludge was about 10%.
  • Table 12 below shows the treatment conditions of the biological treatment tank in Example 4.
  • Table 13 below shows the quality of raw water and treated water 21 discharged from the sedimentation basin.
  • Example 12 Treatment conditions for biological treatment tank in Example 4
  • FIG. 7 shows the progress of the amount of sludge in the system in the treatment apparatus of the fourth embodiment.
  • the total tank BOD load due to raw water is 0.05 kg / kg.d
  • the amount of sludge in the system is almost constant during the treatment period of about 2 months, and is about 25.4 27.2 kg, almost increasing. What did not From this, it was recognized that the intermittent aeration activated sludge method also had a remarkable sludge volume reduction effect by using the pretreatment with ozone. Comparative Example 1
  • Example 2 In the same processing flow as in Example 1, a processing experiment was performed without supplying raw water to the pre-treatment tank 5 for performing ozone processing.
  • Table 14 below shows the processing results in the pre-treatment tank 5.
  • ozone treatment was performed by supplying only returned sludge to the pre-treatment tank 5, but no increase in NH 4 —N and no decrease in N ⁇ x —N were observed. From this, it was confirmed that the supply of raw water to the pretreatment tank 5 promoted the nitrification reaction in the pretreatment tank.
  • Table 15 below shows the water quality of treated water 21 in Comparative Example 1.
  • Example 1 The quality of the inflowing raw water is the same as in Example 1, whereas the treated water quality is 53 mg / LC OD Mn of 23 mg / L and B OD 5 of 12 mg / L. Example 1 was higher. In addition, T-N was 15 mg / L, and stable and good treated water quality was obtained. However, no increase in the amount of sludge in the system was observed, and the effect of reducing excess sludge was about the same as in Example 1. Table 15: Raw water and treated water quality in Comparative Example 1
  • Example 2 In the same processing flow as in Example 1, a processing experiment was performed by supplying about 60% of the sludge amount in the system to the pre-treatment tank 5 for performing ozone treatment. Table 16 below shows the water quality of the treated water in Comparative Example 2.
  • Example 17 shows the quality of the treated water in Comparative Example 3.
  • water quality of the inflow raw water is the same as in Example 2
  • the treated water quality is 3 1 6mg / L
  • C OD Mn is 2 2 mg / L
  • B_ ⁇ _D 5 1 2 mg / L
  • T one N was 15 mg / L, which was higher than that of Example 2.
  • no increase in the amount of sludge in the system was observed, and the effect of reducing excess sludge was about the same as in Example 2.
  • Table 17 Raw water and treated water quality in Comparative Example 3
  • Example 18 shows the quality of the treated water in Comparative Example 4.
  • water quality of the inflow raw water is the same as in Example 3
  • the treated water quality is Gae 7mg / L
  • C OD Mn is 2 l mg / L
  • B_ ⁇ _D 5 1 3 mg / L the results were higher than in Example 3.
  • NH 4 -N remained in the treated water at 1.0 mg / L, indicating that nitrification did not completely proceed.
  • no increase in the amount of sludge in the system was observed, and the effect of reducing excess sludge was about the same as in Example 3.
  • Table 18 Raw water and treated water quality in Comparative Example 4
  • Comparative Example 5 In the same processing flow as in Example 4, a processing experiment was performed without supplying raw water to the pre-treatment tank 5 for performing ozone processing. Table 19 below shows the quality of the treated water in Comparative Example 5. The quality of the inflowing raw water is almost the same as in Example 4, whereas the treated water quality is 16 mg / L for SS, 18 mg / L for C OD Mn , and 1 mg / L for B OD 5 In each case, the values were higher than those in Example 4. Also, 1.2 mg / L of NH 4 —N remained in the treated water, indicating that nitrification did not proceed completely. However, no increase in the amount of sludge in the system was observed, and the effect of reducing excess sludge was about the same as in Example 4. Table 19: Raw water and treated water quality in Comparative Example 5
  • a part of the sludge in the system is collected together with a part of the inflow raw water from the activated sludge solid-liquid separation tank or the biological treatment tank.
  • ozone treatment and biological treatment into the pretreatment tank, a part of the supplied sludge and raw water undergoes oxidative decomposition by ozone, solubilization of the sludge progresses, and organic matter in raw water is reduced. Biodegradability can be improved, and organic matter is decomposed by educated organisms.
  • the biological treatment tank is composed of a nitrification tank and a denitrification tank.
  • the treatment liquid from the preceding treatment tank is introduced into the denitrification tank together with the returned sludge and raw water, so that it can be used as a carbon source required for denitrification in addition to organic matter in the raw water and liquefied organic matter accompanying the solubilization of sludge.
  • Denitrification performance can be improved and a stable denitrification rate can be maintained, and at the same time, sludge liquefied organic matter can be decomposed due to denitrification, which can contribute to sludge reduction. .

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Description

明 細 書 有機性廃水の処理方法 技術分野
本発明は、 有機性廃水の処理に関するもので、 特に生物処理法における余剰汚 泥の減容化に関するものであり、 有機性工業廃水や生活排水などに用いることが できる有機性廃水の処理方法及び処理装置に関する。 背景技術
従来、 活性汚泥による廃水処理において、 処理に伴う余剰汚泥の処理処分法と しては、 引き抜き、 濃縮、 脱水、 焼却等の工程を経て系外に排出しなければなら なかった。 この費用はかなり莫大なものであり、 廃水処理全体のランニングコス トの増大を招いていた。 更に、 汚泥脱水処理においても、 適切な薬注等の管理に 伴うメンテナンスの煩雑さも残っていた。
最近、 活性汚泥処理と組み合わせた汚泥減容化処理として、 余剰汚泥量以上の 汚泥を沈殿池又は生物反応曝気槽から弓 Iき抜き、 これを別個のオゾン反応槽に導 入してオゾンを注入して処理し、 オゾン処理された汚泥を再び生物反応曝気槽に 戻して、 曝気槽でオゾン処理汚泥の一部を生物処理によって分解させるという方 法が提案されている。
しかしながら、 オゾン注入による汚泥減容化処理は、 オゾン反応槽において、 系内より、 増殖汚泥、 つまり余剰汚泥の量よりも多い汚泥を引き抜き、 それに対 して高濃度のオゾンを注入して汚泥の酸ィヒを行うことで汚泥を減容化するという ものであるので、 引き抜く汚泥量が少なくなつて、 オゾン反応槽への汚泥流入量 が少なくオゾン注入量が高くなると、 オゾン反応槽において活性汚泥の死滅を招 く恐れがあり、 しいては生物処理槽の汚泥活性度の低下、 処理水の C OD (化学 的酸素消費量） 、 S S (懸濁物質） の上昇といった水質の悪ィ匕が見られる場合が ある。 また、 オゾン反応槽からの排出ガスを別個のオゾン分解槽によって処理す る必要があり、 純酸素若しくは高酸素含有ガスを用いてオゾンを発生させた場合、 排出ガス中の高濃度酸素は利用されることなく系外に放出されるため、 系全体の 処理コストが高くなるといった問題点が依然として残っていた。
本発明は、 上記のような従来技術の問題点を解決するべくなされたもので、 ォ ゾン処理槽への汚泥の注入量が適正であるので活性汚泥の死滅を招く恐れがなく、 このため生物反応槽の汚泥活性度が維持されるので処理水の C OD、 S Sを効率 的に低下させることができ、 しかもオゾン反応槽からの排出ガスを有効に利用し て、 有機性廃水の活性汚泥処理方法における余剰汚泥を減容化することが可能で、 廃水処理系全体のコスト低下をも実現できる方法を提供するものである。 発明の開示
本発明者らは、 上記の課題を解決すべく研究した結果、 オゾンガスが注入され る前段処理槽において、 活性汚泥固液分離槽若しくは生物処理槽からの汚泥だけ をオゾン処理する場合と比較して、 汚泥と流入原水の一部とを混合してオゾン処 理すると、 前段処理槽において生物反応である硝化反応が進行することを見出し、 したがって、 原水と汚泥とを混合した後にオゾン処理することにより、 硝化能力 を向上させることができることを見出した。 また、 オゾン処理後に前段処理槽か ら排出されるガスは高濃度の酸素を含み、 空気よりも酸素分圧が高いことに着目 し、 この排出ガスを曝気槽 （生物処理槽） に供給することによって、 酸素利用効 率が高くなり、 生物分解が促進されて有機物分解が向上するので、 S S、 C OD、 B OD (生物化学的酸素消費量） 等を著しく低下させ、 水質を向上させることが できることを見出した。 その上、 前段処理槽からの排出ガス中に含まれる残留ォ ゾンを処理するための別個のオゾン分解槽を設ける必要がないばかりでなく、 排 出ガス中の高濃度の酸素を完全に有効利用するので、 廃水処理系全体のコストを 低減させることもできることを見出し、 これらの知見に基づいて本発明を完成す るに至った。
即ち、 本発明は、 次の構成からなるものである。
( 1 )生物処理槽及び活性汚泥固液分離槽を具備する生物処理装置を用いる有機 性廃水の生物処理方法において、 生物処理槽又は活性汚泥固液分離槽ょり槽内汚 泥の一部を抜き出して流入原水の一部と混合し、 これにオゾンガスを注入して前 段処理槽に導入して、 前段処理槽においてオゾンによる処理及び生物処理を行い、 前段処理槽の処理液を、 生物処理槽又は活性汚泥固液分離槽からの槽内汚泥の一 部及び残部の原水と共に後段の生物処理槽に導入すると共に、 前段処理槽の排ガ スを生物処理槽に導入して、 生物処理を行うことを特徴とする有機性廃水の処理 方法
( 2 ) 脱窒槽、 硝化槽及び活性汚泥固液分離槽を具備する硝化脱窒活性汚泥処 理装置を用いる有機性廃水の処理方法において、 活性汚泥固液分離槽又は脱窒槽 若しくは硝化槽より槽内汚泥の一部を抜き出して流入原水の一部と混合し、 これ にオゾンガスを注入して前段処理槽に導入して、 前段処理槽においてオゾンによ る処理及び生物処理を行い、 前段処理槽の処理液を、 脱窒槽若しくは硝化槽又は 活性汚泥固液分離槽からの槽内汚泥の一部及び残部の原水と共に後段の脱窒槽に 導入して脱窒処理を行うと共に、 前段処理槽の排ガスを硝化槽に導入して硝化処 理を行うことを特徴とする有機性廃水の処理方法。
( 3 ) 前段処理槽に供給する汚泥量は、 系内全汚泥量の 5〜 5 0 %であること を特徴とする上記第 1項又は第 2項に記載の有機性廃水の処理方法。
( 4 ) 前段処理槽に供給するオゾンガスが、 純酸素若しくは高酸素含有ガスか ら発生させるものであることを特徴とする上記第 1項又は第 2項に記載の有機性 廃水の処理方法。
( 5 )有機性廃水の生物処理装置であって、 前段処理槽、 生物処理槽及び活性汚 泥固液分離槽を具備し、 更に、 生物処理槽に流入原水を供給するための配管、 生 物処理槽又は活性汚泥固液分離槽の槽内汚泥の一部を抜き出して流入原水の一部 と共に前段処理槽に供給するための手段、 前段処理槽に供給される汚泥及び流入 原水にオゾンガスを注入するオゾンガス供給装置、 前段処理槽の処理液を、 生物 処理槽又は活性汚泥固液分離槽の槽内汚泥の一部及び残部の流入原水と共に後段 の生物処理槽に導入するための手段、 及び前段処理槽の排ガスを生物処理槽に導 入するための手段を具備することを特徴とする有機性廃水の生物処理装置。
本発明によれば、 生物処理槽及び活性汚泥固液分離槽より構成される活性汚泥 処理装置において、 活性汚泥固液分離槽若しくは生物処理槽ょり系内汚泥の一部 を抜き出して流入原水の一部と混合し、 これにオゾンガスを注入して前段処理槽 においてオゾンによる処理を行うことにより、 供給汚泥及び原水の一部が短時間 にオゾンによる酸ィ匕分解を受けて、 汚泥の可溶化が進行すると共に、 原水中の有 機物の生分解性を向上させることができる。 また、 前段処理槽においては、 供給 汚泥中の微生物による生物処理も同時に行われる。
なお、 上記の前段処理槽とは、 該槽に供給された系内汚泥と原水に対してォゾ ンによる酸化分解及び生物処理を行う槽をいうもので、 生物処理槽及び活性汚泥 固液分離槽より構成される活性汚泥処理装置の前段に設けるものであるため、 こ のように称するものであり、 これに対して生物処理槽及び活性汚泥固液分離槽を 後段の槽等と称する。
本発明に係る装置において、 前段処理槽に供給する汚泥の量は、 系内全汚泥量 の 5〜 5 0 %であることが好ましい。 5 %未満では、 余剰汚泥の減容化が不十分 なものとなり、 一方 5 0 %を超えると処理水の水質悪化が見られるからである。 なお、 本発明に係る装置において、 前段処理槽に供給するオゾンガス中の酸素 を高濃度とすることにより、 前段処理槽内の溶存酸素を高く維持することができ、 原水中の有機物の一部を分解し、 更に NH4— Nの硝化も可能となる。
上記のように前段処理槽でオゾン処理及び生物処理された処理液を、 活性汚泥 固液分離槽若しくは生物処理槽からの返送汚泥及び原水と共に後段の生物処理槽 に導入することによって、 生物処理槽での脱窒に必要な炭素源として、 原水中の 有機物に加えて、 汚泥の可溶ィ匕に伴う液状有機物を利用することができるので、 脱窒性能が向上し、 安定した脱窒速度を維持することができると同時に、 脱窒に 伴う汚泥液化有機物の分解も可能となるので、 汚泥の減少に大きく寄与すること ができる。
更に本発明においては、 前段処理槽からの排出ガスを後段の生物処理槽に供給 することにより、 排出ガス中に含まれる高濃度の酸素を、 生物処理槽での B〇D 分解及び NH4— Nの硝化に供される酸素として用いることができ、 新たな酸素 を供給する必要が全くなく、 生物処理槽に曝気ブロアを設置することが不要とな り、 省エネルギーの効果が大きい。
また、 原水の一部が前段処理槽でオゾン処理及び生物処理されたことにより、 有機物の生分解性が向上して、 生物処理槽での有機物の分解効率が高くなるので、 処理水水質が向上する。 更に、 汚泥の液化有機物も同様に生物処理槽で分解除去 されるので、 系内での汚泥増殖を抑制することができる。
なお、 本発明において用いる活性汚泥固液分離装置は、 沈殿池に限らず膜分離 装置やその他の当該技術において公知の任意の活性汚泥固液分離装置を用いるこ とができる。 また、 生物処理法としては、 標準活性汚泥法に限らず、 ォキシデー シヨンディツチ法、 循環式硝化脱窒活性汚泥法、 間欠曝気式活性汚泥法、 生物学 的リン除去方法、 生物学的リン窒素同時除去方法など、 当該技術において公知の 他の任意の生物処理方法を採用することができる。 図面の簡単な説明
図 1は本発明に係る有機性廃水の処理方法の一実施例のフローシ一トである。 図 2は本発明の一実施例における廃水処理系内の汚泥量の経過を示すグラフで ある。
図 3は本発明に係る有機性廃水の処理方法の一実施例のフローシ一トである。 図 4は本発明に係る有機性廃水の処理方法の一実施例のフローシ一トである。 図 5は本発明の一実施例における廃水処理系内の汚泥量の経過を示すグラフで ある。
図 6〖ま本発明に係る有機性廃水の処理方法の一実施例のフローシ一トである。 図 7は本発明の一実施例における廃水処理系内の汚泥量の経過を示すグラフで ある。
各図において、 1は前段処理槽流入原水； 2は P S A方式オゾン発生器； 3は オゾンガス； 4はェジェクタ一； 5は前段処理槽； 6は前段処理槽流入汚泥； 7 はェジェクタ一循環ポンプ； 8は前段処理槽処理液； 9は前段処理槽排出ガス； 1 0は沈殿池からの返送汚泥； 1 1は曝気槽流入原水； 1 2は脱窒槽流入原水； 1 3は脱窒槽； 1 4は脱窒槽撹拌器； 1 5は曝気槽； 1 6は循環液； 1 7は前段 処理排出ガス供給管； 1 8は曝気槽撹拌器； 1 9は曝気槽出口汚泥； 2 0は沈殿 池； 2 1は処理水； 2 2は軸流ポンプ；である。
以下、 実施例により本発明を具体的に説明するが、 本発明はこれらの実施例に よって限定されるものではない。 実施例 1
図 1に、 団地下水に対する本発明による標準活性汚泥法の一例をフローシ一ト で示す。 全流入原水の約 1 5 %となる量を前段処理槽流入原水 1とし、 系内汚泥 量の約 4 5 %となる量の汚泥を沈殿池 2 1から引き抜いて前段処理槽流入汚泥 6 として、 共に前段処理槽 5に供給する。 また、 P S A式オゾン発生器 2からのォ ゾンガス 3を、 ェジェクタ一 4を通して同時に前段処理槽 5に注入する。 なお、 7はェジェクタ一循環ポンプを示す。
前段処理槽 5でオゾン処理及び生物処理された前段処理槽処理液 8は、 沈殿池 2 0からの返送汚泥 1 0及び曝気槽流入原水 1 1と共に曝気槽 1 5に導入される。 曝気槽 1 5では、 槽内に収容されている活性汚泥中の微生物の作用によって、 有 機物の分解及び N H 4— Nの硝化が行われる。
ここで、 高濃度の酸素を含む前段処理槽 5からの排出ガス 9は、 排出ガス供給 管 1 7を通して曝気槽 1 5に導入され、 曝気槽撹拌器 1 8によって、 供給された 高濃度酸素が均一となって曝気槽 1 5での有機物分解及び NH4— Nの硝化に必 要な酸素が提供される。 曝気槽 1 5からの曝気槽出口汚泥 1 9は沈殿池 （固液分 離槽） 2 0に送られて、 ここで固液分離されて処理水 2 1が得られる。
下表 1に、 実施例 1での前段処理槽の処理条件を示す。 前段処理槽に対して、 酸素濃度 9 6vol (体積） ％の酸素ガスを原ガスとして P S Aオゾン発生器 2で 発生させたオゾン濃度 6 7mg/Lのオゾンガスを流量 3 . 0 L/minで注入し、 前 段処理槽内での滞留時間を約 0. 5時間とした条件下で処理を行った。
表 1 ：実施例 1における前段処理槽の処理条件
項目 入口 出口
オゾンガス流量（L/min) 3.0 3.0
オゾン濃度 (mg/L) 67 く 0.1
酸素濃度（volも） 96 95
原水流量（m3/d) 3.0
前段処理槽への返送汚泥流量 (m3/d) 0.6
前段処理槽滞留時間 (h) 0.5 下表 2に、 上記の条件で行った前段処理槽での処理の結果を示す。 前段処理槽 入口の SSが 269 Omg/Lであるのに対して、 処理後の SSは 236 Omg/L に低下し、 汚泥の液化率としては約 12%であった。 なお、 汚泥の液化率は次式 により算出した。
汚泥液化率 = [(処理後の SS—処理前の S S)Z処理前の SS]X 100% また、 S— C〇DMn (Soluble Chemical Oxygen Demand:溶解性の 10 0°Cにおける過マンガン酸カリウムによる酸素消費量） 及び S— BOD5
(Soluble Biochemical Oxygen Demand:溶解性の生物化学的酸素消費量） 力 S処理前ではそれぞれ 4 Omg/L及び 35mg/Lであるのに対して、 処理後では それぞれ 15 Omg/L及び 17 Omg/Lに增加していた。 これは、 S S中の有機 物が液化したのに加えて、 原水中の有機物の生分解性が向上したためであると考 えられる。
また、 NH4— Nは、 前段処理によって 17mg/Lから 7. 4mg/Lに減少し、 N〇x— Nは 4. 9mg/Lから 18mg/Lに増加したことから、 硝化反応が起こつ たと考えられる。 表 2 ：実施例 1における前段処理槽の処理結果
Figure imgf000009_0001
下表 3に、 実施例 1における生物処理槽の処理条件を示す。 ここで ML と は Mixed Liquor Suspended Solids (活性汚泥浮遊物質） である。 また、 下表 4に、 原水及び沈殿池から排出された処理水 21の水質を示す。
流入原水では、 SSが 80mg/L、 COD^が 65mg/L、 BOD5が 80mg/L、 NH4— Nが 23mg/L、 T— N (Total Nitrogen:全窒素） が 35mg/Lであ るのに対して、 処理水では、 SSが 9. 5mg/L、 CODMnが 14mg/L、 BOD 5が 6. 2mg/L, T一 Nが 2 2mg/Lとなり、 安定した良好な処理水水質が得ら れた。 また、 処理水の NH4— Nは 0. l mg/L以下となり、 硝化も良好に進行 していた。 表 3 ：実施例 1における生物処理槽の処理条件
Figure imgf000010_0001
表 4 ：実施例 1における原水及び処理水の水質
Figure imgf000010_0002
図 2に、 実施例 1の処理装置における系内汚泥量の経過を示す。 原水による全 槽 B OD負荷が 0. 1 O kg/kg.dとした場合、 約 2力月の処理期間中、 系内汚 泥量がほぼ一定で、 約 1 3. 0 - 1 3. 9 kgであり、 殆ど増加しなかったこと ら、 オゾンによる前段処理を用いたことによる汚泥減容効果が顕著であると認 められた。 実施例 2
図 3に、 団地下水に対する本発明による硝化脱窒活性汚泥処理法の一例をフロ ーシー卜で示す。
図 3に示す処理フローと図 1の処理フローとの相違点は、 図 3においては、 曝 気槽 1 5の上流側に脱窒槽 1 3を設置した点である。 図 3に示すシステムにおい ては、 前段処理槽 5でオゾン処理及び生物処理された前段処理槽処理液 8は、 返 送汚泥及び脱窒槽流入原水 1 2と共に脱窒槽 1 3に導入される。 脱窒槽 1 3では、 脱窒槽撹拌器 1 4で撹拌混合が行われ、 槽内に配置されている活性汚泥に含まれ る脱窒菌の作用によって硝酸性窒素及び亜硝酸性窒素が窒素ガスに還元される。 次に処理水は脱窒槽 1 3の下流に配置されている曝気槽 1 5に移動し、 槽内に収 容されている活性汚泥中の微生物の作用によって、 脱窒液中の有機物の分解及び NH4— Nの硝化が行われる。 曝気槽 1 5には、 高濃度酸素を含む前段処理槽 5 からの排出ガス 9が排出ガス供給管 1 7を通して導入され、 曝気槽撹拌器 1 8に よって、 供給された高濃度酸素が均一となって曝気槽 1 5での有機物分解及び N H4— Nの硝化に必要な酸素が提供される。 また、 曝気槽 1 5からは一定量 （原 水水量に対して 1 0 0〜5 0 0 %が好ましい） の活性汚泥混合液が循環液 1 6と して脱窒槽 1 3に戻され、 活性汚泥混合液中の NOx— Nも脱窒処理される。 曝 気槽 1 5からの曝気槽出口汚泥 1 9は沈殿池 2 0に送られて、 ここで固液分離さ れて処理水 2 1が得られる。
実施例 2の処理フローで、 前段処理槽 5のオゾンガス流量等の処理条件を実施 例 1と同じにして処理を行ったところ、 処理の結果も実施例 1と同程度となった。 実施例 2における生物処理槽 （脱窒槽及び曝気槽） の水量等の処理条件を実施 例 1と同じにして、 曝気槽 1 5から脱窒槽 1 3への循環液量を原水水量の約 2倍 の 3 6 m3/dとして運転を行つた。 下表 5に原水及び処理水の水質結果を示す。 実施例 1と同じ流入原水を処理したところ、 処理水水質は、 S Sが 6. 0 mg/L、 C ODMnが 1 2mg/L、 B OD 5が 5. 8mg/L、 T— Nが 1 2mg/Lとな り、 安定した良好な処理水水質力 S得られた。 また、 処理水の NH4— Nが 0. 1 mg/L NOx— Nが 9 . 5mg/Lとなり、 硝化脱窒とも良好な結果であることが 認められた。 表 5 ：実施例 2における原水及び処理水の水質
Figure imgf000011_0001
原水による全槽 B OD負荷が 0. 1 O g/kg. dとした場合、 約 2力月の処理期 間中、 系内汚泥量がほぼ一定で、 実施例 2の硝化脱窒活性汚泥法においても、 実 施例 1の標準活性汚泥法とほぼ同程度の汚泥減容化効果力認められた。 実施例 3
図 4に、 団地下水に対する本発明の他の態様によるォキシデーションディツチ 法の一例のフ口一シ一トを示す。
全流入原水の約 1 5 %となる量を、 前段処理槽流入原水 1とし、 系内汚泥量の 約 3 3 %となる量の汚泥を沈殿池 2 1から引き抜いて前段処理槽流入汚泥 6とし て、 共に前段処理槽 5に供給する。 また、 P S A式オゾン発生器 2からのオゾン ガス 3を、 ェジェクタ一 4を通して同時に前段処理槽 5に注入する。
前段処理槽 5でオゾン処理及び生物処理された前段処理槽処理液 8は、 沈殿池 2 0からの返送汚泥 1 0及び雇気槽流入原水 1 1と共に曝気槽 1 5に導入される。 曝気槽 1 5では、 槽内に収容されている活性汚泥中の微生物の作用によって、 有 機物の分解及び N H4 -Nの硝化が行われる。
また、 高濃度の酸素を含む前段処理槽 5からの排出ガス 9を排出ガス供給装置 1 7にて活性汚泥混合液に溶解させるため、 曝気槽 1 5からの活性汚泥混合液を、 軸流ポンプ 2 2により排出ガス供給装置 1 7に供給した後、 曝気槽 1 5に戻す。 曝気槽撹拌器 1 8によって、 供給された高濃度酸素が均一となって曝気槽 1 5で の有機物分解及び NH4— Nの硝化に必要な酸素が提供される。 曝気槽 1 5から の曝気槽出口汚泥 1 9は沈殿池 2 0に送られて、 ここで固液分離されて処理水 2 1力 S得られる。
下表 6に、 実施例 3での前段処理槽の処理条件を示す。 前段処理槽に対して、 酸素濃度 9 6vol (体積） ％の酸素ガスを原ガスとして P S Aオゾン発生器 2で 発生させたオゾン濃度 6 7mg/Lのオゾンガスを流量 3 . O L/minで注入し、 前 段処理槽内での滞留時間を約 0. 5時間とした条件下で処理を行つた。 表 6 ：実施例 3における前段処理槽の処理条件
Figure imgf000013_0001
下表 7に、 上記の条件で行った前段処理槽での処理の結果を示す。 前段処理槽 入口の S Sが 269 Omg/Lであるのに対して、 処理後の S Sは 203 Omg/L に低下し、 汚泥の液化率としては約 10%であった。
また、 S— CODMn及び S— BOD^S処理前ではそれぞれ 37mg/L及び 3 2 mg/Lであるのに対して、 処理後ではそれぞれ 120mg/L及び 130mg/Lに 増加していた。 これは、 S S中の有機物が液ィ匕したのに加えて、 原水中の有機物 の生分解性が向上したためであると考えられる。 表 7 ：実施例 3における前段処理槽の処理結果
Figure imgf000013_0002
下表 8に、 実施例 3における生物処理槽の処理条件を示す。 また、 下表 9に、 原水及び沈殿池から排出された処理水 21の水質を示す。
実施例 1と同じ流入原水を処理したところ、 処理水水質は、 SSが l lmg/L、 CODMnが 13mg/L、 BOD5が 5. 6mg/Lとなり、 安定した良好な処理水水 質が得られた。 また、 処理水の NH4— Nは 0. lmg/L以下となり、 硝化も良 好に進行していた。 表 8 ：実施例 3における生物処理槽の処理条件
Figure imgf000014_0001
表 9 ：実施例 3における原水及び処理水の水質
Figure imgf000014_0002
図 5に、 実施例 3の処理装置における系内汚泥量の経過を示す。 原水による全 槽 B OD負荷が 0. 0 5 kg/kg. dとした場合、 約 2力月の処理期間中、 系内汚 泥量がほぼ一定で、 約 2 7. 5〜 2 9. 0 kgであり、 殆ど増加しなかったこと から、 ォキシデーシヨンディツチ法においても、 オゾンによる前段処理を用いた ことによる汚泥減容化効果力認められた。 実施例 4
図 6に、 団地下水に対する本発明による間欠曝気式活性汚泥法の一例をフ口一 シートで示す。 全流入原水の約 1 5 %となる量を前段処理槽流入原水 1とし、 系 内汚泥量の約 3 3 %となる量の汚泥を沈殿池 2 1から引き抜いて前段処理槽流入 汚泥 6として、 共に前段処理槽 5に供給する。 また、 P S A式オゾン発生器 2か らのオゾンガス 3を、 ェジェク夕ー 4を通して同時に前段処理槽 5に注入する。 前段処理槽 5でオゾンによって処理された前段処理槽処理液 8は、 沈殿池 2 0 力 の返送汚泥 1 0及び場気槽流入原水 1 1と共に曝気槽 1 5に導入される。 曝 気槽 1 5では、 槽内に収容されている活性汚泥中の微生物の作用によって、 有機 物の分解及び N H4 - Nの硝ィヒが行われる。 ここで、 高濃度の酸素を含む前段処理槽 5からの排出ガス 9が、 排出ガス供給 管 1 7を通して曝気槽 1 5に間欠的に導入され、 曝気槽撹拌器 1 8によって、 供 給された高濃度酸素が均一となって曝気槽 1 5での有機物分解及び NH4— Nの 硝化に必要な酸素が提供される。 なお、 排出ガス供給管 1 7からの間欠曝気は、 例えば約 6 0分間隔で約 3 0分間曝気を行うことが好ましい。 曝気槽 1 5からの 曝気槽出口汚泥 1 9は沈殿池 2 0に送られて、 ここで固液分離されて処理水 2 1 が得られる。
下表 1 0に、 実施例 4での前段処理槽の処理条件を示す。 前段処理槽に対して、 酸素濃度 9 6 vol (体積） %の酸素ガスを原ガスとして P S Aオゾン発生器 2で 発生させたオゾン濃度 6 7mg/Lのオゾンガスを流量 3. 0 L/minで注入し、 前 段処理槽内での滞留時間を約 0. 5時間とした条件下で処理を行つた。 表 1 0 ：実施例 4における前段処理槽の処理条件
Figure imgf000015_0001
下表 1 1に、 上記の条件で行った前段処理槽での処理の結果を示す。 前段処理 槽入口の S Sが 2 0 7 Omg/Lであるのに対して、 処理後の S Sは 1 8 6 Omg/L に低下し、 汚泥の液化率としては約 1 0 %であった。
また、 S— C ODMn及び S— B〇D 5が処理前ではそれぞれ 3 6mg/L及び 3
1 mg/Lであるのに対して、 処理後ではそれぞれ 1 1 Omg/L及び 1 2 Omg/Lに 増加していた。 これは、 S S中の有機物が液化したのに加えて、 原水中の有機物 の生分解性が向上したためであると考えられる。 実施例 4における前段処理槽の処理結果
Figure imgf000016_0001
下表 12に、 実施例 4における生物処理槽の処理条件を示す。 また、 下表 13 に、 原水及び沈殿池から排出された処理水 21の水質を示す。
実施例 1と同じ流入原水を処理したところ、 処理水水質は、 SSが 14mg/L CODMnが 12mg/L BOD5が 5. lmg/L, T一 Nが 15mg/Lとなり、 安定 した良好な処理水水質が得られた。 また、 処理水の NH4— Nは 0. lmg/L以 下、 N〇x-Nは 12 /Lとなり、 硝化脱窒も良好に進行していた。 表 12 ：実施例 4における生物処理槽の処理条件
Figure imgf000016_0002
表 13 ：実施例 4における原水及び処理水の水質
Figure imgf000016_0003
図 7に、 実施例 4の処理装置における系内汚泥量の経過を示す。 原水による全 槽 BOD負荷が 0. 05kg/kg.dとした場合、 約 2力月の処理期間中、 系内汚 泥量がほぼ一定で、 約 25. 4 27. 2 kgであり、 殆ど増加しなかったこと から、 間欠曝気活性汚泥法においても、 オゾンによる前段処理を用いたことによ る汚泥減容化効果が顕著であると認められた。 比較例 1
実施例 1と同様の処理フローで、 オゾン処理を行う前段処理槽 5に原水を供給 せずに処理実験を行った。
前段処理槽 5での処理結果を下表 1 4に示す。 比較例 1では、 前段処理槽 5に 返送汚泥のみを供給してオゾン処理を行ったが、 NH4— Nの増加及び N〇x— Nの減少は確認されなかった。 このことから、 前段処理槽 5に原水を供給するこ とにより、 前段処理槽内における硝化反応が促進されることが確認された。 表 1 4 ：比較例 1における前段処理槽の処理結果
Figure imgf000017_0001
下表 1 5に、 比較例 1における処理水 2 1の水質を示す。
流入原水の水質が実施例 1と同じであるのに対して、 処理水水質は、 5 3が1 5mg/L C ODMnが 2 3 mg/L、 B OD 5が 1 2mg/Lとなり、 いずれも実施例 1 より高くなつた。 また、 T— Nが 1 5 mg/Lとなり、 安定した良好な処理水水質 が得られた。 しかしながら、 系内汚泥量の増加は認められず、 余剰汚泥の減容効 果は実施例 1と同程度となった。 表 1 5 ：比較例 1における原水及び処理水の水質
Figure imgf000018_0001
比較例 2
実施例 1と同様の処理フローで、 オゾン処理を行う前段処理槽 5に系内汚泥量 の約 6 0 %を供給して処理実験を行つた。 下表 1 6に、 比較例 2における処理水 の水質を示す。
流入原水の水質が実施例 1と同じであるのに対して、 処理水水質は、 S Sが 1 8mg/L、 C ODMnが 2 9mg/L、 B〇D 5が 1 6mg/Lとなり、 いずれも実施例 1 と比べると 2倍以上高くなり、 水質の悪ィ匕が認められた。 また、 処理水の NH4 — Nは 3. 5mg/L、 N〇x— Nは 1 2mg/Lとなり、 実施例 1よりも NH4— N が残留し、 NOx— Nも高くなつたことから、 硝化及び脱窒性能も低下したもの と考えられる。 更に、 系内の汚泥量は処理期間において増加し、 汚泥の減容効果 も低下したことが認められた。 表 1 6 ：比較例 2における原水及び処理水の水質
Figure imgf000018_0002
比較例 3
実施例 2と同様の処理フローで、 オゾン処理を行う前段処理槽 5に原水を供給 せずに処理実験を行った。 下表 1 7に、 比較例 3における処理水の水質を示す。 流入原水の水質が実施例 2と同じであるのに対して、 処理水水質は、 3 が1 6mg/L、 C ODMnが 2 2mg/L、 B〇D 5が 1 2mg/L、 T一 Nが 1 5mg/Lとな り、 いずれも実施例 2と比べて高くなつた。 しかしながら、 系内の汚泥量の増カロ は認められず、 余剰汚泥の減容効果は実施例 2と同程度であった。 表 1 7 ：比較例 3における原水及び処理水の水質
Figure imgf000019_0001
比較例 4
実施例 3と同様の処理フローで、 オゾン処理を行う前段処理槽 5に原水を供給 せずに処理実験を行った。 下表 1 8に、 比較例 4における処理水の水質を示す。 流入原水の水質が実施例 3と同じであるのに対して、 処理水水質は、 がェ 7mg/L、 C ODMnが 2 l mg/L、 B〇D 5が 1 3mg/Lとなり、 いずれも実施例 3 と比べて高くなつた。 また、 NH4 - Nが処理水中に 1 . Omg/L残留しており、 硝化が完全に進行しなかったことが認められた。 しかしながら、 系内の汚泥量の 増加は認められず、 余剰汚泥の減容効果は実施例 3と同程度であった。 表 1 8 ：比較例 4における原水及び処理水の水質
Figure imgf000019_0002
比較例 5 実施例 4と同様の処理フローで、 オゾン処理を行う前段処理槽 5に原水を供給 せずに処理実験を行った。 下表 1 9に、 比較例 5における処理水の水質を示す。 流入原水の水質が実施例 4とほぼ同じであるのに対して、 処理水水質は、 S S が 1 6 mg/L、 C ODMnが 1 8 mg/L、 B OD 5が 1 l mg/Lとなり、 いずれも実施 例 4と比べて高くなつた。 また、 NH4— Nが処理水中に 1 . 2 mg/L残留して おり、 硝化が完全に進行しなかったこと力 S認められた。 しかしながら、 系内の汚 泥量の増加は認められず、 余剰汚泥の減容効果は実施例 4と同程度であった。 表 1 9 ：比較例 5における原水及び処理水の水質
Figure imgf000020_0001
産業上の利用の可能性
本発明によれば、 生物処理槽及び活性汚泥固液分離槽より構成される生物処理 装置において、 活性汚泥固液分離槽若しくは生物処理槽より系内汚泥の一部を流 入原水の一部と共に前段処理槽に導入して、 オゾン処理及び生物処理を行うこと によって、 供給汚泥及び原水の一部がオゾンによる酸ィ匕分解を受け、 汚泥の可溶 化が進行すると共に、 原水中の有機物の生分解性を向上させることができ、 更に ί教生物によって有機物の分解が行われる。 このように前段処理槽でオゾン処理及 び生物処理された処理液を返送汚泥及び原水と共に後段の生物処理槽に導入する ことにより、 液ィ匕有機物をも分解することができ、 汚泥の減少に寄与する。 また、 前段処理槽の排出ガスを生物処理槽に注入することにより、 排出ガス中に含まれ る高濃度の酸素を、 生物処理槽での Β〇 D分解及び Ν Η4 - Νの硝化に供される 酸素として用いることができ、 新たな酸素を供給する必要が全くなく、 生物処理 槽に曝気ブロアを設置すること力 S不要となり、 省エネルギーの効果が大きい。 更 に、 生物処理槽が硝化槽及び脱窒槽から構成される硝化脱窒活性汚泥処理装置の 場合、 前段処理槽からの処理液を返送汚泥及び原水と共に脱窒槽に導入すること によって、 脱窒に必要な炭素源として、 原水中の有機物に加え、 汚泥の可溶化に 伴う液化有機物と利用することができるので、 脱窒性能が向上し、 安定した脱窒 速度を維持することができると同時に、 脱窒に伴う汚泥液化有機物の分解も可能 であるので、 汚泥の減少に寄与することができる。

Claims

請求の範囲
1 . 生物処理槽及び活性汚泥固液分離槽を具備する生物処理装置を用いる有機 性廃水の生物処理方法において、 生物処理槽又は活性汚泥固液分離槽ょり槽内汚 泥の一部を抜き出して流入原水の一部と混合し、 これにオゾンガスを注入して前 段処理槽に導入して、 前段処理槽においてオゾンによる処理及び生物処理を行い、 前段処理槽の処理液を、 生物処理槽又は活性汚泥固液分離槽からの槽内汚泥の一 部及び ¾部の原水と共に後段の生物処理槽に導入すると共に、 前段処理槽の排ガ スを生物処理槽に導入して、 生物処理を行うことを特徴とする有機性廃水の処理 方法。
2. 脱窒槽、 硝化槽及び活性汚泥固液分離槽を具備する硝化脱窒活性汚泥処理 装置を用いる有機性廃水の処理方法において、 活性汚泥固液分離槽又は脱窒槽若 しくは硝化槽ょり槽内汚泥の一部を抜き出して流入原水の一部と混合し、 これに オゾンガスを注入して前段処理槽に導入して、 前段処理槽においてオゾンによる 処理及び生物処理を行い、 前段処理槽の処理液を、 脱窒槽若しくは硝化槽又は活 性汚泥固液分離槽からの槽内汚泥の一部及び残部の原水と共に後段の脱窒槽に導 入して脱窒処理を行うと共に、 前段処理槽の排ガスを硝化槽に導入して硝化処理 を行うことを特徴とする有機性廃水の処理方法。
3. 前段処理槽に供給する汚泥量は、 系内全汚泥量の 5〜5 0 %であることを 特徴とする請求項 1又は 2に記載の有機性廃水の処理方法。
4. 前段処理槽に供給するオゾンガス力 純酸素若しくは高酸素含有ガスから 発生させるものであることを特徴とする請求項 1又は 2に記載の有機性廃水の処 理方法。
5. 有機性廃水の生物処理装置であって、 前段処理槽、 生物処理槽及び活性汚 泥固液分離槽を具備し、 更に、 生物処理槽に流入原水を供給するための配管、 生 物処理槽又は活性汚泥固液分離槽の槽内汚泥の一部を抜き出して流入原水の一部 と共に前段処理槽に供給するための手段、 前段処理槽に供給される汚泥及び流入 原水にオゾンガスを注入するオゾンガス供給装置、 前段処理槽の処理液を、 生物 処理槽又は活性汚泥固液分離槽の槽内汚泥の一部及び残部の流入原水と共に後段 の生物処理槽に導入するための手段、 及び前段処理槽の排ガスを生物処理槽に導 入するための手段を具備することを特徴とする有機性廃水の生物処理装置。
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