(57)【要約】      （修正有）【課題】硝化速度が低下せずに高い硝化活性が維持でき、安定した脱窒処理ができる消化汚泥分離液の脱窒処理方法と装置を提供する。【解決手段】窒素含有消化汚泥５にポリマー６を添加して固液分離し、得られた分離液１０を生物付着担体１５、２３を用いて生物学的に脱窒処理する方法において、前記ポリマー６を添加して固液分離して得た分離液１０と、前記消化汚泥５又は前記脱窒処理により得られる返送汚泥２０とを混合し、前記分離液１０中の残留ポリマーを除去し、該残留ポリマーを除去した分離液１３を、生物付着担体１５、２３を用いて生物学的に脱窒処理するものであり、分離液１３と混合する汚泥の汚泥量は、前記分離液量の１〜１０Ｖ％、又は、添加ＳＳとして２００〜２０００ｍｇ／Ｌ−混合液となる量がよく、前記脱窒処理は、公知の硝化脱窒法又は亜硝酸性窒素を経由する方法が使用できる。【選択図】図２
2010253404.tif 000002
【特許請求の範囲】
【請求項１】
窒素含有消化汚泥にポリマーを添加して固液分離し、得られた分離液を生物付着担体を用いて生物学的に脱窒処理する方法において、前記ポリマーを添加して固液分離して得た分離液と、前記消化汚泥又は前記脱窒処理により得られる返送汚泥とを混合し、前記分離液中の残留ポリマーを除去し、該残留ポリマーを除去した分離液を、生物付着担体を用いて生物学的に脱窒処理することを特徴とする消化汚泥分離液の脱窒処理方法。
【請求項２】
前記分離液と混合する汚泥の汚泥量は、前記分離液量の１〜１０Ｖ％、又は、添加ＳＳとして２００〜２０００ｍｇ／Ｌ−混合液となる量であることを特徴とする請求項１記載の消化汚泥分離液の脱窒処理方法。
【請求項３】
前記脱窒処理は、分離液中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素に変換し、得られる亜硝酸性窒素と残留するアンモニア性窒素とから脱窒処理することを特徴とする請求項１又は２記載の消化汚泥分離液の脱窒処理方法。
【請求項４】
前記脱窒処理は、分離液中のアンモニア性窒素を亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素に酸化し、得られる亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素を嫌気状態で脱窒菌により脱窒処理することを特徴とする請求項１又は２記載の消化汚泥分離液の脱窒処理方法。
【請求項５】
ポリマーを添加した窒素含有消化汚泥を固液分離する装置と、固液分離して得られた分離液を生物学的に脱窒処理する生物付着担体を用いた脱窒装置とを有する消化汚泥分離液の脱窒処理装置において、前記脱窒装置の前段に、固液分離して得られた分離液から残留ポリマーを除去するための、前記分離液と前記消化汚泥又は前記脱窒装置から得られる返送汚泥とを混合する混合槽を設けたことを特徴とする消化汚泥分離液の脱窒処理装置。
【請求項６】
前記固液分離装置が、固液分離して得られた分離液として濃縮分離液と脱水ろ液をそれぞれ得る濃縮分離槽と脱水機とを有することを特徴とする請求項５記載の消化汚泥分離液の脱窒処理装置。
【請求項７】
前記脱窒処理装置が、生物付着担体を用いる亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽とを有することを特徴とする請求項５又は６記載の消化汚泥分離液の脱窒処理装置。
【請求項８】
前記脱窒処理装置が、生物付着担体を用いる硝化槽と脱窒槽と再曝気槽とを有することを特徴とする請求項５又は６記載の消化汚泥分離液の脱窒処理装置。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、嫌気性消化後の消化汚泥中に含有する高濃度の窒素の除去に係り、有機性汚泥や下水汚泥及び畜産廃液等を嫌気性消化した後の消化汚泥からの分離液の脱窒処理方法と装置に関する。
【背景技術】
【０００２】
有機性汚泥や下水汚泥等の有機物濃度の高い液状廃棄物を、嫌気性消化することは、有機物である炭素源をメタンガス（ＣＨ４）として回収できる上に、汚泥減容効果も高い。しかし、嫌気性消化では、原液中の窒素が除去されないため、消化汚泥処理工程中の分離液（濃縮分離液や脱水ろ液、消化汚泥脱離液、その他汚泥処理工程における洗浄排水等を含む）には、窒素、主にアンモニア性窒素が高濃度に残留する。高濃度に窒素を含有する消化汚泥分離液の脱窒処理として、一般的に生物学的硝化脱窒法がよく用いられる。生物学的硝化脱窒法では、原水中のアンモニア性窒素を好気状態の反応槽である硝化槽において、アンモニア酸化細菌により亜硝酸性窒素に酸化し、さらに亜硝酸性窒素を亜硝酸酸化細菌により硝酸性窒素に酸化する。この硝化槽からの処理液を嫌気状態の反応槽である脱窒槽に導入して、処理液中の硝酸性窒素及び亜硝酸性窒素を従属栄養性細菌である脱窒菌により、有機物を電子供与体として利用し、無害の窒素ガスに還元する。
【０００３】
この生物学的硝化脱窒処理では、アンモニア性窒素を硝酸性及び亜硝酸性窒素に酸化する硝化槽に、好気状態を維持するために曝気等により大量の酸素を供給する必要がある。また、脱窒槽は、電子供与体となる有機物を大量に必要とし、原水中に有機物の少ない場合、メタノールを添加する必要がある。このため、全体のランニングコストが高くなる問題を有する。近年、従属栄養脱窒菌による従来の脱窒機構と全く異なる独立栄養脱窒菌による脱窒処理法が開示されている（例えば、特開２００２−３６１２８５号公報）。アンモニア性窒素を電子供与体として利用し、亜硝酸性窒素を電子受容体とする独立栄養性微生物を利用し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を反応させて窒素ガスに変換する脱窒方法、所謂ＡＮＡＭＭＯＸ反応による窒素除去方法である。この方法であれば、脱窒槽へのメタノール等の有機物添加が不要であり、原水中のアンモニア性窒素の全量を、亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素に酸化する必要が無くなるため、ランニングコストが大幅に低減できる。この方法では、下記反応式（１）に示されるように、ＮＨ４−Ｎ１に対し、約１．３倍のＮＯ２−Ｎが反応して窒素ガスに還元するものである。
1ＮＨ4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+
→1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.0３H2O・・・（１）
【０００４】
一方、嫌気性消化処理後の消化汚泥は、ＳＳが２００００ｍｇ／Ｌ前後と高いことから、窒素除去処理工程の前に、濃縮分離及び脱水分離を行い、ＳＳを除去分離した後の分離水が窒素除去工程に導入される。
消化汚泥を固液分離する濃縮脱水処理には、高分子凝集剤であるカチオンポリマー（本発明では、ポリマーと略称する）を使用している。ポリマー添加量は、消化汚泥性状、ＳＳ濃度や脱水ケーキの含水率等を考慮して決定するが、通常、濃縮脱水工程において良好な処理性能を得るため、処理汚泥ＳＳに対し、１．０〜２．０Ｗ％とすることが多い。
消化汚泥性状は、消化槽への投入汚泥性状、有機物濃度等によって変化することがある。濃縮脱水工程において、良好に凝集し、安定した濃縮脱水性能が得られるポリマー添加量で処理した場合、脱水ろ液中にポリマーが若干残留することがしばしばある。
【０００５】
このように、嫌気性消化後の消化汚泥に、ポリマーを添加して凝集すると、凝集後に濃縮脱水工程で得られた分離液は、ＮＨ４−Ｎが高く、生物学的による脱窒処理が必要となる。しかし、ポリマーが残留した分離液を、このまま硝化脱窒工程、特に生物担体を充填した硝化槽に導入して処理すると、硝化性能が極めて不安定となり、硝化速度が徐々に低下するという問題があった。
【特許文献１】特開平７−２０４６９９号公報
【特許文献２】特開２００２−１７２４００号公報
【特許文献３】特開２００２−３６１２８５号公報
【発明の開示】
【発明が解決しようとする課題】
【０００６】
本発明は、上記した問題点を解決し、消化汚泥にポリマーを添加して固液分離した分離液を、生物担体を用いて脱窒処理するに際し、硝化速度が低下することなく高い硝化活性が維持でき、安定した脱窒処理ができる方法と装置を提供することを課題とする。
【課題を解決するための手段】
【０００７】
上記課題を解決するために、本発明では、窒素含有消化汚泥にポリマーを添加して固液分離し、得られた分離液を生物付着担体を用いて生物学的に脱窒処理する方法において、前記ポリマーを添加して固液分離して得た分離液と、前記消化汚泥又は前記脱窒処理により得られる返送汚泥とを混合し、前記分離液中の残留ポリマーを除去し、該残留ポリマーを除去した分離液を、生物付着担体を用いて生物学的に脱窒処理することを特徴とする消化汚泥分離液の脱窒処理方法としたものである。
前記脱窒処理装置において、分離液と混合する汚泥の汚泥量は、前記分離液量の１〜１０Ｖ％、又は、添加ＳＳとして２００〜２０００ｍｇ／Ｌ−混合液となる量がよく、前記脱窒処理は、分離液中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素に変換し、得られる亜硝酸性窒素と残留するアンモニア性窒素とから脱窒処理するか、又は、分離液中のアンモニア性窒素を亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素に酸化し、得られる亜硝酸化窒素及び硝酸性窒素を嫌気状態で従属脱窒菌により脱窒処理することができる。
【０００８】
また、本発明では、ポリマーを添加した窒素含有消化汚泥を固液分離する装置と、固液分離して得られた分離液を生物学的に脱窒処理する生物付着担体を用いた脱窒装置とを有する消化汚泥分離液の脱窒処理装置において、前記脱窒装置の前段に、固液分離して得られた分離液から残留ポリマーを除去するための、前記分離液と前記消化汚泥又は前記脱窒装置から得られる返送汚泥とを混合する混合槽を設けたことを特徴とする消化汚泥分離液の脱窒処理装置としたものである。
前記脱窒処理装置において、固液分離装置は、固液分離して得られた分離液として濃縮分離液と脱水ろ液をそれぞれ得る濃縮分離槽と脱水機とを有することができ、また、前記脱窒処理装置は、生物付着担体を用いる亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽、又は、硝化槽と脱窒槽と再曝気槽とを有することができる。
また、前記生物付着担体を用いる脱窒処理では、生物付着担体と活性汚泥を併用してもよい。
【発明の効果】
【０００９】
本発明によれば、消化汚泥にポリマーを添加して凝集処理し、濃縮及び脱水後に得られた分離液と、消化汚泥又は脱窒処理から得られる返送汚泥とを添加混合することにより、分離液中の残留ポリマーが、添加した汚泥中のＳＳとの凝集反応より無くなる。これにより、得られた処理液を硝化プロセスに導入しても、硝化菌に対する影響がなくなり、高い硝化活性が維持できる。
また、消化汚泥の一部を濃縮脱水処理せずに、直接混合槽に供給することにより、固液分離する濃縮脱水工程に供給される分離液量が減少することから、ポリマー使用量が低減でき、薬品コストの低下となる。
【発明を実施するための最良の形態】
【００１０】
本発明は、消化汚泥にポリマーを添加して凝集すると、固液分離して得られた分離液にポリマーが残留し、この分離液を生物付着担体を用いて硝化処理すると、硝化性能が極めて不安定で硝化速度が徐々に低下することを見い出してなされたものである。
図１は、硝化菌付着の硝化担体を用い、回分式硝化試験による硝化活性とポリマーの関係を示すグラフである。消化汚泥の濃縮脱水で使用するカチオンポリマーが残留した場合、ポリマー残留なしの硝化活性を１００％としたとき、ポリマー残留後の硝化活性比率とポリマー残留濃度の関係を示す。
ポリマー残留濃度増加に伴ない、硝化活性の低下が認められた。特に残留ポリマー２０ｍｇ／Ｌでは、硝化活性が５０％に低下、残留ポリマー３０ｍｇ／Ｌでは、硝化活性が３０％に大きくて低下した。
【００１１】
本発明によれば、消化汚泥に、ポリマーを添加して凝集後に濃縮及び脱水による固液分離工程で得られた濃縮分離液及び脱水ろ液（以下分離液）に対し、消化汚泥の一部を添加混合することにより、分離液中の残留ポリマーが添加した汚泥中の微細ＳＳとの凝集反応により消費されて、分離液中に残留ポリマーが無くなる。これにより、得られた分離液を硝化槽に導入しても、硝化菌に対する影響がなくなり、高い硝化活性が維持できる。
また、硝化槽又は脱窒槽からの返送汚泥の一部を、予め消化汚泥の分離液と混合すれば、分離液中の残留ポリマーが、返送汚泥と凝集反応して分離液中に残留がなくなり、この混合液を硝化槽に導入しても、硝化菌に対する影響がなくなり、高い硝化活性が維持できる。
【００１２】
硝化槽の活性汚泥の一部を、返送汚泥として残留ポリマーの除去に使用するための固液分離は、一般的に沈殿池で行うことができる。沈殿池の他に、膜分離方式も可能である。硝化槽には、活性汚泥方式、活性汚泥に加え、高分子硝化担体を硝化槽に充填した担体投入型活性汚泥方式がある。何れにおいても、本発明により、流入原水中にポリマーの残留がなくなり、硝化菌活性が高く維持できる。特に、硝化菌濃度を高く維持できる担体投入型硝化槽に対し、担体表面へのポリマー付着が全くないことから、安定して高い硝化活性が維持でき、高い硝化性能が得られる。
分離液中のＮＨ４−Ｎの一部をＮＯ２−Ｎに変換する部分亜硝酸化処理に対しても、本発明の方法を用いることにより、同様に高分子硝化担体表面へのポリマー付着がなくなり、アンモニア酸化菌の活性が高く維持できることから、安定した亜硝酸化処理性能が得られる。
消化汚泥の一部を、残留ポリマーを除去するために、固液分離せず、直接分離液に混合することにより、固液分離工程に供給される消化汚泥量が減少することから、ポリマー使用量が低減でき、薬品コストの低下となる。
【００１３】
さらに、沈殿池で固液分離する担体投入型活性汚泥方式の場合、硝化槽に流入する消化汚泥或は返送汚泥を混合した分離液のＳＳが高くても、沈殿池にて沈降分離できて処理水ＳＳが低い。また、硝化槽内に大量の活性汚泥が保持されていることから、一時的に流入原液中にポリマーが若干残留しても、硝化槽内の活性汚泥に付着凝集されるため、硝化担体への付着はほとんどなくなる。この結果、担体の硝化速度が常に高く維持でき、安定した処理が可能である。また、沈殿池にてＳＳを沈降分離した清澄な処理水が脱窒槽に流入すれば、ＳＳ及び残留ポリマーの影響を受けることなく、脱窒性能も安定して得られる。
ポリマー残留の有無は、分離液中のコロイド荷電量（単位：ｍｅｑ／Ｌ）を測定すれば判定できる。ここで使用するポリマーは、カチオンポリマーであり、コロイド荷電量がプラスであるため、コロイド荷電量が０以下の場合、ポリマー残留が基本的にないと判断される。コロイド荷電量が０より高い場合、ポリマーが残留していると判断できる。
【００１４】
以下に、本発明を実施態様の一例を示す図面を用いて詳細に説明する。
図２は、本発明の全体の処理フローを示すフロー構成図である。
図２において、下水汚泥４を消化槽１にて嫌気性消化し、その消化汚泥５に対し、カチオンポリマー６を添加後、濃縮分離槽２に供給して濃縮分離し、分離液７を得ると共に、汚泥濃縮液を脱水機３に導入して、脱水ろ液８及び脱水ケーキ９が得られる。この濃縮分離液７及び脱水ろ液８を一緒にして分離液１０として、本発明による処理を行う。
【００１５】
分離液１０を混合槽１１に流入して、消化槽１からの消化汚泥５の一部を注入する。注入された消化汚泥５が混合槽１１内の水中撹拌機１２により分離液１０と混合される。混合後の分離液である混合液１３が亜硝酸化処理原水として亜硝酸化槽１４に導入される。亜硝酸化槽１４では、流入ＮＨ４−Ｎの一部が、亜硝酸化担体１５の働きによりＮＯ２−Ｎに酸化される。処理後の亜硝酸化槽内混合液が、亜硝酸化担体分離スクリーン１７にて担体が分離されて、亜硝酸化槽流出液が沈殿池１９に流入し、汚泥沈降分離後、上澄み液が亜硝酸化処理水１８として得られ、沈降濃縮した汚泥が、返送汚泥２０として亜硝酸化槽１４に返送される。また、余剰汚泥２１を、排泥ラインから必要に応じて排出し、亜硝酸化槽１４内のＭＬＳＳがほぼ一定に維持される。亜硝酸化処理水１８が、アンモニア脱窒槽２２に導入される。アンモニア脱窒槽２２では、脱窒担体２３のアンモニア脱窒菌より流入水中のＮＨ４−Ｎが電子供与体、ＮＯ２−Ｎが電子受容体となり、脱窒除去される。脱窒除去後の混合液が、分離スクリーン１７により脱窒担体が分離され、処理液が脱窒処理水２４となる。
【００１６】
混合槽１１に添加する消化汚泥量は、消化汚泥分離液中の残留ポリマーを完全に凝集吸着できる量であれば十分である。即ち、生物学的窒素除去対象の原水、図２に示すように、亜硝酸化処理原水である混合液１３を採取して分析し、コロイド荷電量がほぼ０ｍｅｑ／Ｌとなり、ポリマー残留の無いことを確認することが望ましい。
なお、消化汚泥又は返送汚泥と分離液との混合は、図２に示すように混合槽１１において機械撹拌とすることが十分な混合効果を得るために特に望ましく、混合槽における混合に比べ混合効果はやや劣るものの例えば配管注入による直接混合等他の攪拌手段を用いて行ってもよい。
【００１７】
消化汚泥の固液分離を行う濃縮脱水工程において、安定した濃縮脱水性能とするために、カチオンポリマー添加量を消化汚泥のＳＳ量に対し、通常１．０〜２．０Ｗ％、即ち、１０〜２０ｍｇ−ポリマー／ｇ−ＳＳ消化汚泥とすることが多い。添加したカチオンポリマーの大部分が、消化汚泥との凝集反応で消費されるが、消化汚泥性状、凝集混合条件により、添加量ポリマーの５〜１０％が残留する。消化汚泥のＳＳが２００００ｍｇ／Ｌ、ポリマー添加率を対ＳＳで１．０〜２．０Ｗ％とした場合、消化汚泥に対するポリマー添加量が２００〜４００ｍｇ／Ｌ−消化液となる。添加量の５〜１０％が残留すれば、残留濃度が１０〜４０ｍｇ／Ｌ−消化液となる。これに相当するコロイド荷電量は、使用するカチオンポリマーの種類によって若干異なるが、一例として、カチオンポリマーＣＳ−２９２を用いた場合は、０．０５〜０．２ｍｅｑ／Ｌとなる。このように、ポリマー残留の分離液に対し、混合する消化汚泥量をポリマー残留量に対応して適宜に決めるのが好ましい。添加する消化汚泥のＳＳ量を、残留ポリマーの２０〜５０倍とすれば、ポリマーがほぼ除去できることが実験で明らかとなっている。
【００１８】
例えば、コロイド荷電量０．０５ｍｅｑ／Ｌ、ポリマー残留濃度が１０ｍｇ／Ｌの場合、添加する消化汚泥ＳＳ量は、混合液に対し２００〜５００ｍｇ−消化汚泥ＳＳ／Ｌ−混合液となるようにすることが望ましい。消化汚泥ＳＳが２００００ｍｇ／Ｌであれば、混合対象の分離液１ｍ３当たりに対し、１０〜２５Ｌの消化汚泥添加量となり、この添加量が、分離液量に対して１．０〜２．５Ｖ％となる。
上記のように、コロイド荷電量からポリマー残留量を求めて残留ポリマー除去に必要となる消化汚泥量を添加することが好ましい。
例えば、ＳＳ２００００ｍｇ／Ｌの消化汚泥に対し、ポリマー添加量を対ＳＳで下限とされる１Ｗ％、つまり２００ｍｇ／Ｌ−消化汚泥の条件で添加して濃縮脱水処理し、処理後の分離液を採取し、下水試験方法（１９９７年版）に従って、コロイド荷電量を測定した結果、０．０５ｍｅｑ／Ｌとなった。ポリマー荷電量と濃度の関係から、ポリマー残留濃度が１０ｍｇ／Ｌと計算された場合、残留ポリマー量は添加ポリマー量の５％となり、ポリマー残留時の下限と考えられる。分離液に添加する消化汚泥量は、添加後の混合液のＳＳ増加濃度が２００〜５００ｍｇ／Ｌ−混合液となるようにするのが好ましい。
【００１９】
同様に、ポリマー添加量を対ＳＳで上限とされる２Ｗ％、つまり、４００ｍｇ／Ｌ−消化汚泥の条件で濃縮脱水処理し、分離液のコロイド荷電量を測定した結果、０．２ｍｅｑ／Ｌとなった。荷電量と濃度の関係から、ポリマー残留濃度が４０ｍｇ／Ｌと計算される場合、残留ポリマー量は添加ポリマー量の１０％となり、ポリマー残留時の上限と考えられる。この時、添加する消化汚泥のＳＳ量を、残留ポリマーの２０〜５０倍とすると、添加する消化汚泥量は、添加後の混合液のＳＳ増加濃度が８００〜２０００ｍｇ／Ｌ−混合液となり、分離液量の４〜１０Ｖ％となる。このように分離液量に対し、ポリマー残留時の下限及び上限を想定した場合、消化汚泥の添加量が約１〜１０Ｖ％範囲であれば、ポリマーの残留がほぼなくなる。
【００２０】
ＳＳの高い消化汚泥の添加量が多いと、流入原水ＳＳが高くなり、亜硝酸化槽内の活性汚泥の硝化菌を保持するためには、槽内ＭＬＳＳを高くすることが必要となる。ＭＬＳＳがあまり高いと、沈殿池での固液分離が困難となることがある。消化汚泥中のＳＳ性有機物を分解するための曝気風量が不足し、ＤＯ低下の要因となる。このため、亜硝酸化槽内のＭＬＳＳを１０００〜５０００ｍｇ／Ｌ、好ましくは２０００〜４０００ｍｇ／Ｌとすると、安定した処理が可能となる。上記のように、混合槽に添加する消化汚泥量が、分離液量の１〜１０Ｖ％以下であれば、消化汚泥添加後の混合液ＳＳは、消化汚泥ＳＳが２００００ｍｇ／Ｌの時、２００〜２０００ｍｇ／Ｌ増加し、十分な量である。好ましくは、２〜６Ｖ％とすれば、消化汚泥を添加後は、混合液のＳＳが４００〜１２００ｍｇ／Ｌ増加し、亜硝酸化槽ＭＬＳＳを大きく変動せず、硝化性能を安定して維持できることから、より高い効果が得られる。
【００２１】
亜硝酸化槽に、アンモニア酸化菌を付着固定できる高分子ゲル担体を充填すれば、アンモニア酸化菌を安定して付着できることから、亜硝酸化槽において、安定した亜硝酸化性能が得られる。亜硝酸化槽に充填する高分子担体としては、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）やポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリポロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体の形状としては、球形、四角形、円筒形の何れも使用可能であり、有効径は、曝気槽出口のスクリーンより安定して分離できる３〜１０ｍｍが好ましい。担体比重は、曝気状態において均一に流動可能となる１．００１〜１．０５であるものが好ましい。また、担体充填量は、均一に混合流動可能となる１０〜３０Ｖ％であることが望ましい。なお、従来の従属脱窒方式による硝化槽に対して、上記の担体を充填しても同様な効果が得られる。
【００２２】
亜硝酸化処理水を、一旦貯留槽を経由してアンモニア脱窒槽に導入すると、亜硝酸化処理水の溶存酸素を低減でき、さらに良い効果が得られる。
また、アンモニア脱窒槽においても、アンモニア脱窒菌を付着固定できる高分子ゲル担体を充填すれば、アンモニア脱窒菌を安定して付着できることから、安定した脱窒性能が得られる。アンモニア脱窒槽に充填する高分子担体としては、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）やポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリポロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体の形状としては、球形、四角形、円筒形の何れも使用可能であり、有効径は、脱窒槽出口のスクリーンより安定して分離できる３〜１０ｍｍが好ましい。担体として、表面に微細孔径を多く有するものや、内部中空であるスポンジ、表面に無数の凹凸を有するものが、アンモニア脱窒菌の付着固定が速く、短期間で高い脱窒性能が得られる。さらに、長期間、脱窒槽内にアンモニア脱窒菌を高濃度に維持できることから、安定した脱窒性能が得られる。
担体比重は、嫌気状態において撹拌により均一流動可能となる１．００〜１．１０であるものが好ましい。担体充填量は、脱窒槽内において局部堆積のないように１０〜３０Ｖ％とすることが望ましい。
【実施例】
【００２３】
実施例１
図２に従って、脱窒処理した実施例を、以下に示す。
表１に、図２の混合槽１１の操作条件を示す。表２に、亜硝酸化槽１４及びアンモニア脱窒槽２２の処理条件を示す。
混合槽１１には、ＳＳが２３０００ｍｇ／Ｌの消化汚泥に、カチオンポリマーを、ＳＳ当たりで１．５％を、注入量３５０ｍｇ／Ｌの条件で注入して、凝集処理後に固液分離した分離液を導入している。この分離液のコロイド荷電量を測定し、ポリマー残留濃度を求めたところ、２０ｍｇ／Ｌとなった。このため、この分離液の２５０Ｌ／ｄに対し、消化汚泥液を５Ｌ／ｄを導入して、水中撹拌機を用いた間欠撹拌を行い、消化汚泥中の微細ＳＳに分離液中の残留ポリマーを吸着凝集させた。槽内混合ＳＳが、５００ｍｇ／Ｌ前後であった。添加混合後の混合液中のコロイド荷電量を測定したところ、０ｍｅｑ／Ｌとなり、ポリマー残留の無いことを確認した。なお、混合後の混合液のＭ−アルカリ度が、ＮＨ４−Ｎに対し約４倍となるように、予め混合液のＮＨ４−Ｎ及びＭ−アルカリ度を測定し、不足のＭ−アルカリ度を炭酸ナトリウムによる添加で補給した。
【００２４】
【表１】
2010253404.tif 000003
【００２５】
【表２】
2010253404.tif 000004
【００２６】
亜硝酸化処理槽には、平均粒径４．２ｍｍのＰＥＧ担体を２０Ｖ％充填した。混合槽から混合液を、平均２５５Ｌ／ｄで連続通水した。亜硝酸化槽では、ｐＨ調整を行なわず、ＤＯが４ｍｇ／Ｌ前後となるようにブロワ−の出力調整を行なった。槽内ＭＬＳＳが、３０００〜４０００ｍｇ／Ｌとなるように、余剰汚泥の引き抜きを行った。
アンモニア脱窒槽には、ｐＨが７．９以下となるように、硫酸注入による制御を行なった。脱窒槽には、平均粒径４ｍｍのＰＶＡ担体を２０Ｖ％充填した。また、アンモニア脱窒槽に流入する亜硝酸化処理水には、無機炭素がほとんど無かったため、無機炭素源としてＮａ２ＣＯ３を３００ｍｇ／Ｌ添加した。
表３には、６ヶ月連続通水処理した実施例１にて得られた混合液及び各処理プロセスの処理水質の一例を示す。
【００２７】
【表３】
2010253404.tif 000005
【００２８】
亜硝酸化処理において、混合液のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を予め４．０に調整したことから、ＮＨ４−Ｎの約５７％が亜硝酸化され、処理水ＮＯ２−Ｎが４４０ｍｇ／Ｌとなり、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．２９とアンモニア脱窒理論当量１．３２に近い値が得られた。アンモニア脱窒処理において、処理水のＮＨ４−Ｎ及びＮＯ２−Ｎがそれぞれ、７．８ｍｇ／Ｌと５．８ｍｇ／Ｌとなり、原水に対するＴ−Ｎ除去率８５．９％が得られた。なお、実施例１では、混合液中の不足のＭ−アルカリ度を補給するため、混合槽に直接アルカリ剤を添加したが、亜硝酸化槽に所定量のアルカリ剤を連続添加してもよい。混合槽や亜硝酸化槽に添加するアルカリ剤としては、ＮａＯＨ、Ｎａ２ＣＯ３、重炭酸ナトリウム等の何れを用いても同様な効果が得られる。
【００２９】
実施例２
図３は、実施例２で用いた処理フローを示す。混合槽１１に流入する消化汚泥の分離液は、実施例１と同様にポリマー添加による凝集後、濃縮分離槽の分離液と脱水工程の脱水ろ液を混合した分離液であった。
実施例２では、亜硝酸化処理槽内の返送汚泥２０の一部を、沈殿池返送ラインにより直接混合槽１１に添加して、消化汚泥分離液と撹拌混合を行い、その混合液１３を亜硝酸化槽１４に供給した。表４に、実施例２における混合槽の処理条件を示す。また、亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽の処理条件は、実施例１と同じとした。
【００３０】
【表４】
2010253404.tif 000006
【００３１】
実施例１と同じく、コロイド荷電量の測定値から、消化汚泥分離液の残留ポリマーが約２０ｍｇ／Ｌと推測され、分離液に混合する返送汚泥量を２０Ｌ／ｄとした。添加混合後のコロイド荷電量の測定値が０ｍｅｑ／Ｌとなり、ポリマー残留の無いことが確認できた。返送汚泥のＭＬＳＳが６０００ｍｇ／Ｌであり、混合後の増加ＳＳが４３０ｍｇ／Ｌとなった。この場合、分離液量２６０Ｌ／ｄに対する返送汚泥添加量は７．７Ｖ％となる。なお、返送汚泥の添加混合前の分離液は、ＳＳが１００ｍｇ／Ｌ弱あり、添加混合後の混合槽内のＳＳは、約５００ｍｇ／Ｌとなる。なお、他の条件は、実施例１と同様である。また、亜硝酸化槽及びアンモニア脱窒槽の処理条件は、実施例１と同様である。
実施例２においても、約６ヶ月連続処理を行った。表５に示すように、亜硝酸化処理水及びアンモニア脱窒処理水の水質が、実施例１と同程度となり、安定した処理が得られた。
【００３２】
【表５】
2010253404.tif 000007
【００３３】
比較例１
図４には、実施例１と対比する比較例１の処理フローを示す。ここで用いられる消化汚泥の分離液は、実施例１と同じである。比較例１では、消化汚泥の一部と分離液との混合を実施せず、分離液のみを直接亜硝酸化槽に供給した。表６に、比較例１の処理条件を示す。亜硝酸化槽のＮＨ４−Ｎ負荷及びアンモニア脱窒槽のＴ−Ｎ負荷は、実施例１及び２と同一とした。他の条件は、実施例１及び２とほぼ同一であった。
【００３４】
【表６】
2010253404.tif 000008
【００３５】
【表７】
2010253404.tif 000009
【００３６】
表７に、処理開始から約１ヶ月後の比較例１で得られた分離液及び処理水水質の一例を示す。実施例１、２と同一な分離液に対し、汚泥添加によるポリマーの除去を行っていないため、原水のコロイド荷電量が０．２ｍｅｑ／Ｌとなり、ポリマーが約４０ｍｇ／Ｌの残留となった。この結果、亜硝酸化処理水は、ＮＨ４−Ｎが４７０ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎが２７０ｍｇ／Ｌ、ＮＯ３−Ｎが１５ｍｇ／Ｌ残留した。ポリマー残留の分離液が、担体充填の亜硝酸化処理槽に流入した時、担体にポリマーが徐々に付着することにより、担体硝化能力が低下したものと考えられる。この結果、ＮＨ４−Ｎが、実施例１、２より１３０ｍｇ／Ｌ高く、ＮＯ２−Ｎが１７０ｍｇ／Ｌ低くなった。また、Ｔ−Ｎが原水より低く、ＮＨ４−Ｎストリッピングも見られた。この結果、アンモニア脱窒処理水にＮＨ４−Ｎが２６０ｍｇ／Ｌ残留し、Ｔ−Ｎ除去率が５９．３％と低い値に止まっている。また、長期間の連続処理により、高濃度のＮＨ４−Ｎの残留により、遊離ＮＨ３の影響と見られる脱窒性能は低下した。安定して処理できる処理水量が徐々に低下し、処理開始から約１ヶ月後には、実施例１の２５５Ｌ／ｄと比べると約半分以下の１２０Ｌ／ｄとなった。
さらに、比較例１では、消化汚泥の固液分離に使用したポリマー量が実施例１の約１．１倍となり、薬品コストの増大となった。
【００３７】
実施例３
図５は、従来の従属脱窒菌による硝化脱窒処理に、本発明を適用した処理フローを示す。ここで使用した分離液は、実施例１、２と同じ消化汚泥の分離液である。
表８に、実施例３の混合槽の処理条件を示す。
実施例３は、実施例１と同様に、分離液２５０Ｌ／ｄに対し、消化汚泥５Ｌ／ｄを添加して、分離液中の残留ポリマーを除去した。
【表８】
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【００３８】
表９に、実施例３の硝化脱窒処理条件を示す。
硝化槽３０には、実施例１と同じＰＥＧ製硝化担体２０Ｖ％を充填した。ここでは、ＮＨ４−Ｎ負荷を０．３ｋｇ／ｍ３／ｄとした。硝化槽ｐＨが、７．０となるようにＮａＯＨを注入した。脱窒槽３３には、実施例１と同じＰＶＡ担体を２０Ｖ％充填した。脱窒は、従来の従属脱窒菌によるものであり、脱窒槽３３にメタノールを添加した。脱窒後の処理液に対し、接触酸化槽にて再曝気を行って処理水とした。また、硝化槽へのアルカリ度補給及び原水希釈の目的で、再曝気槽３７の処理水３８を硝化槽３０に流入水量の２倍で循環した。
【００３９】
【表９】
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【００４０】
表１０には、実施例１、２と同様に、約６ヶ月実施した実施例３にて得られた混合液及び各処理プロセス処理水質の一例を示す。
【表１０】
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【００４１】
硝化槽に供給する混合液のコロイド荷電量が０ｍｅｑ／Ｌであり、残留ポリマーがないことから、硝化担体の硝化性能が良好であり、処理水はＮＨ４−Ｎが０．１ｍｇ／Ｌ以下、ＮＯ３−Ｎが２６０ｍｇ／Ｌとなった。なお、硝化槽処理水として、ＮＯ２−Ｎが一部残留する場合もあるが、ここでは、ほぼ完全に硝酸型硝化となった。また、脱窒槽において、メタノールをＮＯＸ−Ｎに対し約２．５倍添加した結果、処理水のＮＯ２−Ｎが０．８ｍｇ／Ｌ、ＮＯ３−Ｎが２．５ｍｇ／Ｌと低く、原水に対するＴ−Ｎ除去率は９６．９％が得られた。
【００４２】
実施例４
図６は、従来の硝化脱窒処理に対し、本発明を適用した他の処理フローを示す。本実施例は、消化汚泥の分離液に、消化汚泥を混合した混合液を、硝化担体の充填した硝化槽３０に導入して硝化を行い、硝化槽３０からの処理液を、活性汚泥方式の脱窒槽３３に導入して、メタノール添加による従属脱窒を行なう。脱窒処理後の脱窒液を、後段の再曝気槽３７にて残留メタノール及び窒素ガスの除去を行い、沈殿池１９により活性汚泥を沈降分離させて、上澄液が処理水として得られ、一方、濃縮汚泥を返送汚泥２０として硝化槽３０に返送している。また、再曝気槽３７から処理液３８を一部硝化槽に循環した。
【００４３】
表１１に示すように、実施例４の混合槽の処理条件は、実施例３と同じであった。
表１２に、実施例４の硝化脱窒処理条件を示す。
硝化槽は、担体投入型活性汚泥方式であり、ＮＨ４−Ｎの負荷は０．４ｋｇ／ｍ３／ｄとした。また、脱窒槽のＴ−Ｎ負荷も０．４ｋｇ／ｍ３／ｄとした。
【表１１】
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【００４４】
【表１２】
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実施例４も、同じく約６ヶ月の連続通水処理を行った。処理期間中の分離液及び処理水質は、表１０に示す実施例３の結果と同じ程度であり、安定した硝化脱窒性能が得られた。
【００４５】
比較例２
比較例２は、従来の硝化脱窒処理に、本発明を適用した実施例３に対比する比較例であり、その処理フローを図８に示す。ここで用いられる消化汚泥の分離液は、実施例３と同じである。消化液の一部の直接分離液への混合を実施せず、分離液を直接硝酸化槽に供給した。他の処理条件は、実施例３とほぼ同一であった。
表１３は、通水開始から約１ヵ月後における比較例２の分離液及び処理水質を示す。
分離液は、ＳＳ以外は実施例３と同じであり、消化液混合によるポリマーの除去を行っていないため、コロイド荷電量が０．２ｍｅｑ／Ｌと高く、残留ポリマーが４０ｍｇ／Ｌとなる。このため、硝化槽処理水は、ＮＨ４−Ｎが１１５ｍｇ／Ｌとなり、実施例３と比べ、高く残留した。これは、分離液中の残留ポリマーが硝化槽の硝化担体に付着し、硝化菌の活性低下によるものと考えられる。脱窒槽では、メタノールの添加により、ＮＯＸ−Ｎがほぼ１０ｍｇ／Ｌ以下となったものの、ＮＨ４−Ｎが高く残留したままであった。この結果、処理水のＴ−Ｎは１４５ｍｇ／Ｌと高く、分離液に対する除去率は８２．２％に止まった。
【００４６】
【表１３】
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【００４７】
実施例５
図７は、従来の硝化脱窒方式に対して、本発明を適用時の他の処理フローを示す。処理方式として、実施例４と同様である。ここでは、沈殿池からの返送汚泥の一部と消化汚泥の分離液とを混合槽に添加し、分離液との混合を行なっている。本処理方式も消化汚泥分離液中の残留ポリマーが除去されることにより、硝化担体の硝化性能が安定して得られることから、高い窒素除去率が常時得られた。
【図面の簡単な説明】
【００４８】
【図１】残留ポリマー濃度と硝化担体活性比率の関係を示すグラフ。
【図２】本発明の全体の処理フローの一例を示すフロー構成図。
【図３】実施例２に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【図４】比較例１に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【図５】実施例３に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【図６】実施例４に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【図７】実施例５に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【図８】比較例２に用いた処理フローを示すフロー構成図。
【符号の説明】
【００４９】
１：消化槽、２：濃縮分離槽、３：脱水機、４：下水汚泥、５：消化汚泥、６：ポリマー、７：濃縮分離液、８：脱水ろ液８、９：脱水ケーキ９、１０：分離液、１１：混合槽、１２：撹拌機、１３：混合液、１４：亜硝酸化槽、１５：亜硝酸化担体、１６：曝気ブロワ、１７：スクリーン、１８：亜硝酸処理水、１９：沈殿池、２０：返送汚泥、２１：余剰汚泥、２２：アンモニア脱窒槽、２３、３５：脱窒担体、２４、３９：処理水、２５、３４：攪拌機、３０：硝化槽、３１：硝化担体、３２：硝化処理水、３３：脱窒槽、３６：メタノール、３７：再曝気槽、３８：循環処理水、
【図１】
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【図２】
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【図３】
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【図４】
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【図５】
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【図６】
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【図７】
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【図８】
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