JPS6233593A - 廃水の生物学的処理方法 - Google Patents
廃水の生物学的処理方法Info
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- JPS6233593A JPS6233593A JP60172768A JP17276885A JPS6233593A JP S6233593 A JPS6233593 A JP S6233593A JP 60172768 A JP60172768 A JP 60172768A JP 17276885 A JP17276885 A JP 17276885A JP S6233593 A JPS6233593 A JP S6233593A
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- Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
- 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
Landscapes
- Biological Treatment Of Waste Water (AREA)
- Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
Abstract
(57)【要約】本公報は電子出願前の出願データであるた
め要約のデータは記録されません。
め要約のデータは記録されません。
Description
【発明の詳細な説明】
［産業上の利用分野］
本発明はアンモニア性窒素を含む有機性汚水の処理方法
に関し、詳細には設備がコンパクトであるにもかかわら
ず窒素除去効率の高い生物学的汚水処理方法に関するも
のである。
に関し、詳細には設備がコンパクトであるにもかかわら
ず窒素除去効率の高い生物学的汚水処理方法に関するも
のである。
［従来の技術］
有機性汚水中に含まれるアンモニア性窒素を除去するに
当たっては生物学的脱窒法が広く利用されている。生物
学的脱窒法とは、アンモニア性窒素（ＮＨａ Ｎ）を
硝化菌の働きによって好気性雰囲気中で硝酸性窒素（Ｎ
Ｏｘ−Ｎ）へ酸化すると共に生成した上記硝酸性窒素を
次の脱窒槽へ移し脱窒菌の働きによって嫌気性雰囲気中
でＮ２ガスに還元するものであり、前者は有機性汚水を
曝気することにより進行し、−劣後者の反応を進行させ
るに当たっては様気性雰囲気で水素供！Ｆ体（メタノー
ル等）を加える必要がある。そこでこの様な不経済性を
解消し生物学的脱窒法を経済的に実施するシステムとし
て有機性汚水（原水ということもある）中のＢＯＤ成分
を水素供与体として利用する方式が提案され実用化され
ている。第２図はこの様な汚水処理システムの一例を示
すフロー説明図で、該システムは上流側に脱窒槽１゜下
流側に硝化槽２を設け、両者を順流ライン３及び返送ラ
イン４によって接続することにより窒素除去を行なうも
のである。このフローにおける物流を説明すると、脱窒
槽Ｉへの有機性汚水りの流入量をＱとした場合、もっと
も効果的な処理効率（処理総拭と詐化率のかね合い）を
あげようとすれば、その４倍量（４Ｑ）程度の汚水が脱
窒槽１から硝化槽２へ順流ライン３を通して送られ、一
方硝化槽２から脱窒槽ｌへは３倍量（３Ｑ）程度の汚水
が返送ライン４を通して戻されると共に流入量と等量（
Ｑ）の処理水を硝化槽２から排出して沈降分離槽６に導
入し、ここで汚泥Ｍと上澄液Ｗに分離し前者の一部を脱
窒槽ｌへ返送し残部を焼却等の処理に付すと共に後者を
放流している。
当たっては生物学的脱窒法が広く利用されている。生物
学的脱窒法とは、アンモニア性窒素（ＮＨａ Ｎ）を
硝化菌の働きによって好気性雰囲気中で硝酸性窒素（Ｎ
Ｏｘ−Ｎ）へ酸化すると共に生成した上記硝酸性窒素を
次の脱窒槽へ移し脱窒菌の働きによって嫌気性雰囲気中
でＮ２ガスに還元するものであり、前者は有機性汚水を
曝気することにより進行し、−劣後者の反応を進行させ
るに当たっては様気性雰囲気で水素供！Ｆ体（メタノー
ル等）を加える必要がある。そこでこの様な不経済性を
解消し生物学的脱窒法を経済的に実施するシステムとし
て有機性汚水（原水ということもある）中のＢＯＤ成分
を水素供与体として利用する方式が提案され実用化され
ている。第２図はこの様な汚水処理システムの一例を示
すフロー説明図で、該システムは上流側に脱窒槽１゜下
流側に硝化槽２を設け、両者を順流ライン３及び返送ラ
イン４によって接続することにより窒素除去を行なうも
のである。このフローにおける物流を説明すると、脱窒
槽Ｉへの有機性汚水りの流入量をＱとした場合、もっと
も効果的な処理効率（処理総拭と詐化率のかね合い）を
あげようとすれば、その４倍量（４Ｑ）程度の汚水が脱
窒槽１から硝化槽２へ順流ライン３を通して送られ、一
方硝化槽２から脱窒槽ｌへは３倍量（３Ｑ）程度の汚水
が返送ライン４を通して戻されると共に流入量と等量（
Ｑ）の処理水を硝化槽２から排出して沈降分離槽６に導
入し、ここで汚泥Ｍと上澄液Ｗに分離し前者の一部を脱
窒槽ｌへ返送し残部を焼却等の処理に付すと共に後者を
放流している。
即ち有機性汚水りは硝化槽２と脱窒槽１の間を循環する
間に硝化槽２において硝化され、これが脱窒槽ｌに返送
されて有機性汚水り中のＢＯＤ成分を水素源とする脱窒
反応を受け、更に順流ライン３を経て硝化槽２に戻り処
理水として排出されるものである。
間に硝化槽２において硝化され、これが脱窒槽ｌに返送
されて有機性汚水り中のＢＯＤ成分を水素源とする脱窒
反応を受け、更に順流ライン３を経て硝化槽２に戻り処
理水として排出されるものである。
［発明が解決しようとする問題点］
しかるに上記システムにおいては硝化槽２における硝化
反応を進行させるために槽内の溶存酸素（ＤＯ）を２
ｍｇ／ ｎ以上に維持する必要があり、硝化槽２からの
循環液中にはＤＯが必然的に存在することとなる。従っ
て循環比を多くして窒素除去率を高めようとすれば脱窒
槽１内に多量のり。
反応を進行させるために槽内の溶存酸素（ＤＯ）を２
ｍｇ／ ｎ以上に維持する必要があり、硝化槽２からの
循環液中にはＤＯが必然的に存在することとなる。従っ
て循環比を多くして窒素除去率を高めようとすれば脱窒
槽１内に多量のり。
が流入することになり、これが水素供与体として利用さ
れるべき有機物の一部を消費してしまうのでそれだけ脱
窒槽１における反応速度を低下させ、更にはＤＯの存在
が嫌気性の機能を損なうことになるので、循環比を増す
ことには制約がある。そして通常の循環比は３程度であ
り、このような場合の窒素除去率はせいぜい７５〜８０
％１１〕りであり、改善の余地が多いものと言わざるを
得なかった。
れるべき有機物の一部を消費してしまうのでそれだけ脱
窒槽１における反応速度を低下させ、更にはＤＯの存在
が嫌気性の機能を損なうことになるので、循環比を増す
ことには制約がある。そして通常の循環比は３程度であ
り、このような場合の窒素除去率はせいぜい７５〜８０
％１１〕りであり、改善の余地が多いものと言わざるを
得なかった。
一方本発明者らは、廃水処理施設のコンパクト化を目的
として、粒径０．２〜０．５ｍｍの微細な固体粒子を処
理槽内に添加し、適当な攪拌操作によって固体粒子を槽
内に分散させ、固体粒子表面に付着生育した微生物膜の
作用を利用して好気性処理あるいは一気性処理を行なう
ことについての研究を多年にわたり行なった。この方法
の原理は、廃水の流動床による処理と同じであるが、活
性汚泥方式に比べ少なくとも５倍程度の容積負荷で廃水
の処理が可能であるので、装置がきわめてコンパクトに
なるという特徴を持っている。
として、粒径０．２〜０．５ｍｍの微細な固体粒子を処
理槽内に添加し、適当な攪拌操作によって固体粒子を槽
内に分散させ、固体粒子表面に付着生育した微生物膜の
作用を利用して好気性処理あるいは一気性処理を行なう
ことについての研究を多年にわたり行なった。この方法
の原理は、廃水の流動床による処理と同じであるが、活
性汚泥方式に比べ少なくとも５倍程度の容積負荷で廃水
の処理が可能であるので、装置がきわめてコンパクトに
なるという特徴を持っている。
流動床方式にあっては、生物膜が過大に生育した一部の
固体粒子は見かけ比重が少なくなるため流動床上部に移
行し、さらにこれがしばしば槽外へ流出して安定な運転
ができないという欠点を持っている。
固体粒子は見かけ比重が少なくなるため流動床上部に移
行し、さらにこれがしばしば槽外へ流出して安定な運転
ができないという欠点を持っている。
本発明者らは、機械的攪拌あるいは曝気用空気によるガ
ス攪拌操作による方法を研究し、生物膜粒子の槽内への
流出を防止して流動床方法の問題点を克服した。
ス攪拌操作による方法を研究し、生物膜粒子の槽内への
流出を防止して流動床方法の問題点を克服した。
これらの研究の一部として、前記活性汚泥法による窒素
除去方法と同じく硝化処理水の脱窒槽への循環によって
窒素除去を行なう実験を行ない、高い容積負荷で窒素除
去が可能であることを明らかにした（第１６回下水道研
究発表会講演集Ｐ３２０〜３２２． ’７９ ） 。
除去方法と同じく硝化処理水の脱窒槽への循環によって
窒素除去を行なう実験を行ない、高い容積負荷で窒素除
去が可能であることを明らかにした（第１６回下水道研
究発表会講演集Ｐ３２０〜３２２． ’７９ ） 。
この方法によって下水などのアンモニア性窒素を含む有
機性廃水の窒素除去装置としては第３図を示すことがで
きる。この装置では反応槽内の生物膜粒子の槽外への流
出を防止するため、生物膜粒子と処理水との沈降分離部
を形成しておりその水面積負荷は通常１２０ ｔａ３／
ｓ２．ｄａ７で設計する。
機性廃水の窒素除去装置としては第３図を示すことがで
きる。この装置では反応槽内の生物膜粒子の槽外への流
出を防止するため、生物膜粒子と処理水との沈降分離部
を形成しておりその水面積負荷は通常１２０ ｔａ３／
ｓ２．ｄａ７で設計する。
例えば流入水量（Ｑ）の３倍の硝化処理水を循環すれば
きわめて効率よく７５〜８０％の窒素除去ができる。し
かしこの時脱窒φ硝化槽の水量は４Ｑとなりそれに相当
する沈降分離部とするためには、循環を行なわない場合
の４倍の面積が必要となる。このような槽構造上の制約
から１系列あたりの処理水量には限界があり通常の下水
を処理する場合の最大処理水量は約８００ ｍ３／ｄａ
ｙであることがこの装置の欠点となっている。又前記活
性汚泥による従来法と同様に、通常は７５〜８０％程度
の窒素除去率である。さらに高効率の窒素除去がのぞま
れる場合には、硝化槽の後にメタノールを添加する第２
脱窒槽、これに次いで第２脱窒槽処理水中に残留するメ
タノールを除去するための再曝気槽を設置する必要があ
ることも第２図に示した従来法と同様である。
きわめて効率よく７５〜８０％の窒素除去ができる。し
かしこの時脱窒φ硝化槽の水量は４Ｑとなりそれに相当
する沈降分離部とするためには、循環を行なわない場合
の４倍の面積が必要となる。このような槽構造上の制約
から１系列あたりの処理水量には限界があり通常の下水
を処理する場合の最大処理水量は約８００ ｍ３／ｄａ
ｙであることがこの装置の欠点となっている。又前記活
性汚泥による従来法と同様に、通常は７５〜８０％程度
の窒素除去率である。さらに高効率の窒素除去がのぞま
れる場合には、硝化槽の後にメタノールを添加する第２
脱窒槽、これに次いで第２脱窒槽処理水中に残留するメ
タノールを除去するための再曝気槽を設置する必要があ
ることも第２図に示した従来法と同様である。
本発明はこうした事情に着目してなされたものであり、
設備を更にコンパクトにすると共に、メタノールなどの
有機薬品を加えることなしに窒素除去率を向上させうる
生物学的廃水処理法を提供しようとするものである。
設備を更にコンパクトにすると共に、メタノールなどの
有機薬品を加えることなしに窒素除去率を向上させうる
生物学的廃水処理法を提供しようとするものである。
［問題点を解決するための手段］
しかして上記目的を達成した本発明の方法とは、微生物
の付着した比重が１より大きな粒子を処理槽内に添加し
、アンモニア性窒素を含む有機性廃水を該処理槽内に装
入し、間欠的に曝気を行なうことによって有機性廃水の
窒素と有機物を除去する点に要旨を有するものである。
の付着した比重が１より大きな粒子を処理槽内に添加し
、アンモニア性窒素を含む有機性廃水を該処理槽内に装
入し、間欠的に曝気を行なうことによって有機性廃水の
窒素と有機物を除去する点に要旨を有するものである。
［作用］
生物膜粒子はその表面に微生物が付着生育するものの中
から適宜選択すればよく、砂、活性炭。
から適宜選択すればよく、砂、活性炭。
コークス、ゼオライト、シャモット、軽量骨材。
塩化ビニル樹脂などを例示できる０粒径はその材質によ
って異なり、比較的比重の大きな砂は０．１〜０．５ｍ
ｓ、比較的比重の小さい塩化ビニル樹脂では０．５〜２
■のちのを使用する。添加量は５〜２０％で好ましくは
１０〜２０％である。曝気時間は２〜１０分、曝気停止
り時間は５〜１０分である。廃水の滞留時間は下水の場
合１〜２時間 ′である。曝気時間を５分、曝気停
止時間を５分とすれば硝化および脱窒反応の１サイクル
時間は１０分である。今滞留時間を８０分とすればこの
間に硝化参脱窒のサイクル数は８回となる。これは前記
硝化処理水の循環量を°流入水量の８倍とした場合に相
わし１通常行なわれる３倍の循環水量の場合に比べては
るかに大きなｆＩ環効果が発揮され、無薬注でも窒素除
去率を９０％以上に向上させ、しかも単一槽内でこれを
行なうので前記のような沈降分離槽から生ずる構造上の
制約を解消できる。
って異なり、比較的比重の大きな砂は０．１〜０．５ｍ
ｓ、比較的比重の小さい塩化ビニル樹脂では０．５〜２
■のちのを使用する。添加量は５〜２０％で好ましくは
１０〜２０％である。曝気時間は２〜１０分、曝気停止
り時間は５〜１０分である。廃水の滞留時間は下水の場
合１〜２時間 ′である。曝気時間を５分、曝気停
止時間を５分とすれば硝化および脱窒反応の１サイクル
時間は１０分である。今滞留時間を８０分とすればこの
間に硝化参脱窒のサイクル数は８回となる。これは前記
硝化処理水の循環量を°流入水量の８倍とした場合に相
わし１通常行なわれる３倍の循環水量の場合に比べては
るかに大きなｆＩ環効果が発揮され、無薬注でも窒素除
去率を９０％以上に向上させ、しかも単一槽内でこれを
行なうので前記のような沈降分離槽から生ずる構造上の
制約を解消できる。
このように本発明によって、従来法の問題点を一挙に解
決し、さらによりいっそうのコンパクト化を可能とする
ばかりでなく装置書きわめて単純で運転管理も容易にす
ることが可能となった。
決し、さらによりいっそうのコンパクト化を可能とする
ばかりでなく装置書きわめて単純で運転管理も容易にす
ることが可能となった。
［実施例］
本発明の実施ＩＥ様を第１図を参照しながら説明する。
第１図は本発明が適用される処理槽１１の概略説明図で
ある。廃水は廃水ポンプＰｔにより廃水導入ライン１４
を介して処理槽ｌｌ内の底部に送入される。該処理槽１
１へはブロワ−１８により空気導入管１５を経て処理槽
１１内に空気が送り込まれ、タイマー１９によって設定
された時間だけ曝気される。曝気停止後１〜５分の休止
時間（タイマー１９の設定による）を経て、循環ポンプ
Ｐ２がタイマー１９の設定時間だけ作動し、循環ライン
１６を通り槽上部より槽底部に水が循禮され、処理１１
内に生物膜粒子の嫌気性流動床を形成する０次いで再び
タイマー１９によりブロワ−１８が作動し、空気導入管
１５から処理槽１１の底部に空気が送り込まれて曝気さ
れ、以下同様に自動的にこのサイクル操作が繰り返され
る。処理水は沈降分離部１３で生物膜粒子と分離され、
処理水排出ライン２０から排出される。
ある。廃水は廃水ポンプＰｔにより廃水導入ライン１４
を介して処理槽ｌｌ内の底部に送入される。該処理槽１
１へはブロワ−１８により空気導入管１５を経て処理槽
１１内に空気が送り込まれ、タイマー１９によって設定
された時間だけ曝気される。曝気停止後１〜５分の休止
時間（タイマー１９の設定による）を経て、循環ポンプ
Ｐ２がタイマー１９の設定時間だけ作動し、循環ライン
１６を通り槽上部より槽底部に水が循禮され、処理１１
内に生物膜粒子の嫌気性流動床を形成する０次いで再び
タイマー１９によりブロワ−１８が作動し、空気導入管
１５から処理槽１１の底部に空気が送り込まれて曝気さ
れ、以下同様に自動的にこのサイクル操作が繰り返され
る。処理水は沈降分離部１３で生物膜粒子と分離され、
処理水排出ライン２０から排出される。
空気攪拌用ドラフト管１７は、曝気時にこの内側を空気
が上昇しエヤリフト効果によって管内にＬ向流が生じ、
空気攪拌用エヤリフト管１７の外側は下向流が生じるた
め、処理槽１１全体にわたって生物膜粒子と処理槽ｌｌ
内の廃水がよく混合されるためのものである。尚ドラフ
ト管１７の代りに処理槽ｌｌ内が好気的雰囲気（溶存酸
素濃度２〜３ ｍｇｌ交）になるための他の攪拌手段を
用いてもよく、また空気攪拌用ドラフト管１７を除去し
て単に曝気するだけでも目的を達成することができる。
が上昇しエヤリフト効果によって管内にＬ向流が生じ、
空気攪拌用エヤリフト管１７の外側は下向流が生じるた
め、処理槽１１全体にわたって生物膜粒子と処理槽ｌｌ
内の廃水がよく混合されるためのものである。尚ドラフ
ト管１７の代りに処理槽ｌｌ内が好気的雰囲気（溶存酸
素濃度２〜３ ｍｇｌ交）になるための他の攪拌手段を
用いてもよく、また空気攪拌用ドラフト管１７を除去し
て単に曝気するだけでも目的を達成することができる。
曝気停止後の休止時間中に入ると、曝気時に処理槽１１
内の水面まで（沈降分離部１３を除く全域にわたって）
分散している生物膜粒子が界面沈降を開始する。即ち、
該休止時１ｍは生物膜粒子界面１２が循環水導入ライン
１６の上部の吸い込み口２１の高さ以下の位置まで下降
するための待ち時間である。
内の水面まで（沈降分離部１３を除く全域にわたって）
分散している生物膜粒子が界面沈降を開始する。即ち、
該休止時１ｍは生物膜粒子界面１２が循環水導入ライン
１６の上部の吸い込み口２１の高さ以下の位置まで下降
するための待ち時間である。
循環ポンプＰ２の作動は、比較的比重の大きい砂などを
生物膜粒子として用いた場合に有効であるが、塩化ビニ
ル樹脂粒子のように比較的比重の小さいものを用いた場
合は必ずしも必要ではない、その理由は粒子沈降速度が
比較的おそいために曝気停止時間中に生物膜粒子界面１
２下の容積が反応槽容積の雅程度にとどまり生物膜粒子
による生物学的反応がト分に進行するためである。要約
すれば、曝気停止後の休止時間、それ以後の循環ポンプ
Ｐ２の作動および設置の要否は生物膜粒子の界面沈降速
度と曝気停＋ｈ時間によって決定すれば良い。
生物膜粒子として用いた場合に有効であるが、塩化ビニ
ル樹脂粒子のように比較的比重の小さいものを用いた場
合は必ずしも必要ではない、その理由は粒子沈降速度が
比較的おそいために曝気停止時間中に生物膜粒子界面１
２下の容積が反応槽容積の雅程度にとどまり生物膜粒子
による生物学的反応がト分に進行するためである。要約
すれば、曝気停止後の休止時間、それ以後の循環ポンプ
Ｐ２の作動および設置の要否は生物膜粒子の界面沈降速
度と曝気停＋ｈ時間によって決定すれば良い。
廃水の導入は上記の様に連続的に行なうのが効率的であ
るが、廃水の導入時間に変動が大きい場合には回分式操
作による処理や間欠的廃水の導入によっても良く、この
場合には沈降分離部１３は不要である。また比較的少量
の廃水の処理をする場合においては、攪拌機による連続
機械攪拌槽に生物膜粒子を存在させ、これに廃水を流入
せしめ、間欠曝気を行ない処理水は連続機械攪拌槽に設
置された沈降分離槽を経て流出するという方式によって
も良い、また必要に応じて多段槽とすることも可能であ
る。
るが、廃水の導入時間に変動が大きい場合には回分式操
作による処理や間欠的廃水の導入によっても良く、この
場合には沈降分離部１３は不要である。また比較的少量
の廃水の処理をする場合においては、攪拌機による連続
機械攪拌槽に生物膜粒子を存在させ、これに廃水を流入
せしめ、間欠曝気を行ない処理水は連続機械攪拌槽に設
置された沈降分離槽を経て流出するという方式によって
も良い、また必要に応じて多段槽とすることも可能であ
る。
本発明者らは第１図に示した様な処理装置において、下
記の様に実験を行なった。
記の様に実験を行なった。
ＢＯＤ ： １９８■ｇ／ｌ 、 Ｔ−Ｎ ：３１．５
ｓｇ／ｕ 。
ｓｇ／ｕ 。
ＮＨ４−Ｎ ： ２６ｍｇ／ｉ 、 Ｔ−Ｐ ：３．５
驕ｇ／交の下水処理場にて最初沈殿池溢流水２８．４１
／ ｈを容積２７見の処ＪＩＩＩｌ槽（沈降分離槽の
容積を除く）に注入した。ＢＯＤ容植負荷は５．０ ｋ
ｇ−ＢＯＤ／ｍ３ 会ｄａｙである。槽内には粒径０．
２〜０．５＋ｅｍの軽量骨材粉を見かけ容積５．４文添
加した。
驕ｇ／交の下水処理場にて最初沈殿池溢流水２８．４１
／ ｈを容積２７見の処ＪＩＩＩｌ槽（沈降分離槽の
容積を除く）に注入した。ＢＯＤ容植負荷は５．０ ｋ
ｇ−ＢＯＤ／ｍ３ 会ｄａｙである。槽内には粒径０．
２〜０．５＋ｅｍの軽量骨材粉を見かけ容積５．４文添
加した。
曝気時間５分、休止時間１分、循環ポンプＰ２作動時間
４分の緑り返し運転を２０日間連続的に行なって生物膜
粒子に微生物を十分担持させた。
４分の緑り返し運転を２０日間連続的に行なって生物膜
粒子に微生物を十分担持させた。
空気量は曝気５分後に溶存１ｇ素濃度（Ｄ Ｏ）が２〜
３ ｔａｇ／交となるように調節した。曝気停止Ｆ後Ｄ
ｏは急激に低下し、１．５分でほとんど０になった。水
温は２０℃に調節した。循環ポンプ水量は槽内の水上昇
速度１５ｍ／ｈとなるように設定した。処理水はＳＳ分
離後分析した６分析値はＢＯＤ：３．０ 層ｇ／見
、ＮＨ４−Ｎ：０．８ １ｇ／文 。
３ ｔａｇ／交となるように調節した。曝気停止Ｆ後Ｄ
ｏは急激に低下し、１．５分でほとんど０になった。水
温は２０℃に調節した。循環ポンプ水量は槽内の水上昇
速度１５ｍ／ｈとなるように設定した。処理水はＳＳ分
離後分析した６分析値はＢＯＤ：３．０ 層ｇ／見
、ＮＨ４−Ｎ：０．８ １ｇ／文 。
Ｔ−Ｎ：’１．５鵬ｇ／文、Ｔ−Ｐ：１．８腸ｇ／文と
なった。ＢＯＤ、Ｔ−Ｎ、Ｔ−Ｐの除去率は、それぞれ
θ８．５％、 ３５．２％、 ５４．２％であった。
なった。ＢＯＤ、Ｔ−Ｎ、Ｔ−Ｐの除去率は、それぞれ
θ８．５％、 ３５．２％、 ５４．２％であった。
本発明の実施例を上記に対比した活性汚泥による実験値
と比較すると、それぞれの処理能力を示す容積負荷は本
発明では５．［ζ’ｇ／ｌ１３・ｄａ７ 、対比実験値
は０．４７ｋｇ／腸３ ・ｄａｙで実に１０倍以上の
処理能力を示している。これだけ装置がコンパクト化が
可能となったことを意味している。さらに窒素除去率は
それぞれ９５．２％、７９．１％で大いに向上している
。
と比較すると、それぞれの処理能力を示す容積負荷は本
発明では５．［ζ’ｇ／ｌ１３・ｄａ７ 、対比実験値
は０．４７ｋｇ／腸３ ・ｄａｙで実に１０倍以上の
処理能力を示している。これだけ装置がコンパクト化が
可能となったことを意味している。さらに窒素除去率は
それぞれ９５．２％、７９．１％で大いに向上している
。
本発明の方法においてこのように大きな処理能力が達成
できるのは、ＭＬＳＳがより槽内に高濃度に保持できる
という理由の他に生物膜中により高濃度に硝化菌や脱窒
菌が存在しているためと考えられる。この他、装置が単
純であること、単一槽であるために第３図における硝化
処理水の循環が不要となったために槽構造上の制約を解
消したこと、更に必要水量の変動によっては回分式など
多様な方式で対処できること等も本発明の利点として挙
げられる。
できるのは、ＭＬＳＳがより槽内に高濃度に保持できる
という理由の他に生物膜中により高濃度に硝化菌や脱窒
菌が存在しているためと考えられる。この他、装置が単
純であること、単一槽であるために第３図における硝化
処理水の循環が不要となったために槽構造上の制約を解
消したこと、更に必要水量の変動によっては回分式など
多様な方式で対処できること等も本発明の利点として挙
げられる。
［比較例］
本実施例に対比し、第３図と同様のシステムでの実験結
果を以下に示す。
果を以下に示す。
脱窒槽（容積５交）、硝化槽（容ｉｆ１．５立）及び沈
殿槽で構成された実験装置に、先の実施例と同−水質の
最初沈殿池溢流下水を１．１４立／ｈで脱窒槽に注入し
た。硝化槽からの循環量はこれの４倍即ち４．５８Ｌｉ
／ ｈとした。ＭＬＳＳはこの時３８００〜４０００ｍ
ｇ／文となるように沈降分離槽より活性汚泥を毎日定期
的に引き抜いた。水温は２０℃に調節した。脱窒槽と硝
化槽の合計容積１１．５文から計算した容積負荷は０．
４７ｋｇ・日００／諺３・ｄａｙである。その結果、Ｔ
−Ｎ除去率は７９．１％であった。
殿槽で構成された実験装置に、先の実施例と同−水質の
最初沈殿池溢流下水を１．１４立／ｈで脱窒槽に注入し
た。硝化槽からの循環量はこれの４倍即ち４．５８Ｌｉ
／ ｈとした。ＭＬＳＳはこの時３８００〜４０００ｍ
ｇ／文となるように沈降分離槽より活性汚泥を毎日定期
的に引き抜いた。水温は２０℃に調節した。脱窒槽と硝
化槽の合計容積１１．５文から計算した容積負荷は０．
４７ｋｇ・日００／諺３・ｄａｙである。その結果、Ｔ
−Ｎ除去率は７９．１％であった。
〔発Ｉｌｌの効果］
以上述べた如く本発明によれば、既述の構成を採用する
ことによって、設備がコンパクトであるにもかかわらず
窒素除去効率の高い生物学的汚水処理方法が実現できた
。
ことによって、設備がコンパクトであるにもかかわらず
窒素除去効率の高い生物学的汚水処理方法が実現できた
。
【図面の簡単な説明】
第１図は本発明が適用される処理槽１１の概略説明図、
第２図及び第３図は従来の典型的な汚水処理システムを
示すフロー説明図である。 １１０１．処理槽 １２・・・生物膜粒子界面
１３・・・沈降分離部 １４・・・廃水導入ライン
１５・・・空気導入管 １６・・・循環ライン１８
・・・タイマー Ｐｌ・・・廃水ポンプ Ｐ２・・・循環ポンプ第１図
第２図及び第３図は従来の典型的な汚水処理システムを
示すフロー説明図である。 １１０１．処理槽 １２・・・生物膜粒子界面
１３・・・沈降分離部 １４・・・廃水導入ライン
１５・・・空気導入管 １６・・・循環ライン１８
・・・タイマー Ｐｌ・・・廃水ポンプ Ｐ２・・・循環ポンプ第１図
Claims (1)
- アンモニア性窒素を含む有機性廃水を生物学的に処理す
る方法において、微生物の付着した比重が１より大きな
粒子を処理槽内に添加し、前記アンモニア性窒素を含む
有機性廃水を該処理槽内に装入し、間欠的に曝気を行な
うことによって有機性廃水の窒素と有機物を除去するこ
とを特徴とする廃水の生物学的処理方法。
Priority Applications (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP60172768A JPS6233593A (ja) | 1985-08-05 | 1985-08-05 | 廃水の生物学的処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP60172768A JPS6233593A (ja) | 1985-08-05 | 1985-08-05 | 廃水の生物学的処理方法 |
Publications (1)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPS6233593A true JPS6233593A (ja) | 1987-02-13 |
Family
ID=15947974
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP60172768A Pending JPS6233593A (ja) | 1985-08-05 | 1985-08-05 | 廃水の生物学的処理方法 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JPS6233593A (ja) |
Cited By (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH01218691A (ja) * | 1988-02-29 | 1989-08-31 | Onoda Autoclaved Light Weight Concrete Co Ltd | 有機性排水の浄化処理方法 |
Citations (3)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPS59109292A (ja) * | 1982-12-15 | 1984-06-23 | Sanki Eng Co Ltd | 流動床による廃液処理法 |
| JPS59142897A (ja) * | 1983-02-01 | 1984-08-16 | Ataka Kogyo Kk | 硝化脱窒方法 |
| JPS6082191A (ja) * | 1983-10-14 | 1985-05-10 | Suido Kiko Kk | 微生物による汚水処理法及び装置 |
-
1985
- 1985-08-05 JP JP60172768A patent/JPS6233593A/ja active Pending
Patent Citations (3)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPS59109292A (ja) * | 1982-12-15 | 1984-06-23 | Sanki Eng Co Ltd | 流動床による廃液処理法 |
| JPS59142897A (ja) * | 1983-02-01 | 1984-08-16 | Ataka Kogyo Kk | 硝化脱窒方法 |
| JPS6082191A (ja) * | 1983-10-14 | 1985-05-10 | Suido Kiko Kk | 微生物による汚水処理法及び装置 |
Cited By (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH01218691A (ja) * | 1988-02-29 | 1989-08-31 | Onoda Autoclaved Light Weight Concrete Co Ltd | 有機性排水の浄化処理方法 |
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