JP4587559B2

JP4587559B2 - 汚泥返流水中の窒素除去方法および装置

Info

Publication number: JP4587559B2
Application number: JP2000370800A
Authority: JP
Inventors: 裕士加納; 知広松下
Original assignee: Unitika Ltd
Current assignee: Unitika Ltd
Priority date: 2000-12-06
Filing date: 2000-12-06
Publication date: 2010-11-24
Anticipated expiration: 2020-12-06
Also published as: JP2002172400A

Description

【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、水処理系へ返流される汚泥返流水から窒素を除去する汚泥返流水中の窒素除去方法および装置に関する。
【０００２】
【従来の技術】
下水処理場などの水処理施設で発生する多量の有機性汚泥は、濃縮、消化、脱水等の工程を経て処理されており、各処理工程で発生した分離液は水処理系に返流されている。ところが、この返流水中にはアンモニア性窒素、オルトリン酸態リンが高濃度に含まれているため、返流にともなう負荷が水処理系の処理水質の悪化の原因となっている。
【０００３】
生物脱窒素と生物脱リンを同時に行っている水処理施設では、返流水によるアンモニア性窒素、オルトリン酸態リンの負荷によって水処理系のＢＯＤが不足し、脱窒素、脱リンが悪化するケースが少なくない。それに対し、生物脱リンを行わずに凝集脱リンなどを実施している水処理施設では、汚泥の嫌気性消化時のリンの吐き出しが少なく、消化汚泥の脱水ろ液中のリン含有量が低くなるため、アンモニア性窒素の低減策を講じることで、水処理系に対する負荷を削減することができる。つまり、水処理系で生物脱リンを実施しているか、あるいは凝集脱リンを実施しているかによって、返流水中のリン濃度が違ってくる。
【０００４】
リン濃度が高い場合は、たとえば特公平７−１２４７７号に開示されている技術によって返流水中のリンをリン酸マグネシウムアンモニウム粒子として回収することができ、この場合、水処理系のリン負荷を約４０％低減できる。
【０００５】
アンモニア性窒素は、特開平９−７５９９２号、特開平９−１６８７９５号に示されたような生物付着担体を利用する技術によって、硝酸性窒素へと９０％程度硝化することができる。硝化後の脱窒は、本出願人の一部が先に特開平１１−１０４６９３号で提案した、脱窒のＢＯＤ源として最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を用いる方法によって行なうことができる。この特開平１１−１０４６９３号には担体を用いたコンパクトな処理方法が記載されているが、生汚泥中に多く含まれている繊維分によって担体分離スクリーンが目詰まりすること、ＢＯＤ源としての生汚泥の性状が季節的に変動することなどから、本出願人らは更に特願平１１−３２６２１０号において、石臼式破砕機で破砕することにより繊維分を切断し溶解性ＢＯＤを増加させた生汚泥を使用する、より望ましい方法を提案している。
【０００６】
【発明が解決しようとする課題】
ところが、生汚泥には、上記したようにＢＯＤ源として利用できる他に、嫌気性消化槽でメタンガスに転換してエネルギーとして回収することができ、またその中の繊維分が汚泥の脱水性を向上させるというメリットがあり、したがって、汚泥返流水の処理に使用する生汚泥量は少ない方が望ましい。しかしながら、上記した石臼式破砕機によって溶解性ＢＯＤを増加させるプロセスを加えることで生汚泥使用量を低減できるものの、生汚泥中のトータルＢＯＤから見ると有効利用度がまだ低く、生汚泥の有効利用度を更に高め、使用量を低減することが課題となっている。
【０００７】
【課題を解決するための手段】
本発明者らは上記課題を解決するために鋭意研究した結果、破砕生汚泥をＢＯＤ源として汚泥返流水から窒素除去するに際し、硝化槽のＭＬＤＯを低濃度に維持し、破砕生汚泥の滞留時間を調整することで生汚泥使用量を低減できることを見出し、本発明を完成した。
【０００８】
すなわち本発明は、水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を硝化槽と脱窒槽とに順次流入させ、硝化槽から流出する硝化液の一部を脱窒槽に循環返送し、前記硝化槽から流出する消化液の残部より汚泥を分離しその分離汚泥を脱窒槽に返送して生物学的に硝化脱窒するに際し、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を破砕し前記硝化槽で硝化された硝化液に対しＢＯＤ源として加えて脱窒を行う汚泥返流水中の窒素除去方法であって、前記硝化槽において、生物付着担体を投入し、槽内混合液の溶存酸素濃度を１〜５ｍｇ／Ｌに制御する状態において硝化を行い、かつ硝化槽および脱窒槽における破砕生汚泥の滞留時間を１〜１０日とすることを特徴とする。
【０００９】
また本発明は、上記した汚泥返流水中の窒素除去方法において、脱窒槽に生物付着担体を投入することを特徴とする。
さらに本発明は、活性汚泥が投入された脱窒槽と、散気手段を有し活性汚泥および生物付着用担体が投入された硝化槽と、水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を前記脱窒槽と硝化槽とに順次流入させ、硝化槽から流出する硝化液の一部を脱窒槽に循環返送する送水系と、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を破砕した破砕生汚泥を前記脱窒槽あるいは前記硝化槽から脱窒槽への循環返送路に注入する生汚泥注入手段と、前記脱窒槽へ循環返送した残りの硝化液より汚泥を分離しその分離汚泥を脱窒槽に返送する汚泥返送系と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度計と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度が１〜５ｍｇ／Ｌに維持されるように前記散気手段の散気量を制御するとともに、前記生汚泥注入手段の生汚泥注入量を所定量に制御する制御手段とを備え、かつ硝化槽および脱窒槽における破砕生汚泥の滞留時間が１〜１０日に制御されるものであることを特徴とする汚泥返流水中の窒素除去装置である。
【００１０】
上記構成によれば、脱窒槽では、汚泥返流水や、前段の硝化槽からあるいは後段の硝化槽からの循環返送により流入する硝化液中に含まれる酸化態窒素が、活性汚泥によって、破砕生汚泥をＢＯＤ源（水素供与体）として利用する状態において還元され、脱窒される。この時には、脱窒が進行するに伴なって破砕生汚泥が分解されるため、破砕生汚泥のＳＳ由来のＢＯＤもＳ−ＢＯＤに変換されることになり、Ｓ−ＢＯＤが増加する傾向が認められるほどである。
【００１１】
硝化槽では、汚泥返流水や、前段の脱窒槽からあるいは後段の脱窒槽からの循環返送により流入する脱窒液によってアンモニア性窒素、活性汚泥、Ｓ−ＢＯＤ分の高い破砕生汚泥が持ち込まれる一方、硝化槽内液の溶存酸素濃度（ＭＬＤＯ）が所定の低い範囲内に制御されるため、好気雰囲気でありながら硝化と脱窒とが同時に進行するシステムが形成される。すなわち、浮遊状態の活性汚泥の近傍および生物付着担体の表面近傍の好気性雰囲気で、アンモニア性窒素を酸化する硝化反応、並びに破砕生汚泥の加水分解（ＳＳ由来のＢＯＤの可溶化）が起こり、担体内部の嫌気性雰囲気で、脱窒槽からの流入分もあって高濃度になったＳ−ＢＯＤが供給され、脱窒反応が起こる。
【００１２】
このようにして破砕生汚泥が効率よく可溶化され、Ｔ−ＢＯＤとして最大限に利用されるため、生汚泥使用量を従来よりも低減することができる。脱窒槽にも生物付着担体を投入した場合は、脱窒槽内に微生物を高濃度に保持することができ、脱窒効率を高めることができる。
【００１３】
生物付着担体は、硝化槽内下部に設置される散気管などの散気手段から噴出する気泡によって、また脱窒槽に一般に設置される攪拌手段によって槽内を流動するものを用いるのが、ＢＯＤや窒素、酸素との接触効率の点で望ましい。少なくとも硝化槽に投入する生物付着担体は、芯部まで微生物が浸透し付着できるポーラスな担体であることが必要であり、毛細管現象などを利用できるものが好ましい。
【００１４】
生汚泥の槽内滞留時間を考察するに、生汚泥をワンパスで通過させたのではトータルＢＯＤ、特に生汚泥のＳＳ由来のＢＯＤ成分を完全に消費することができないので、活性汚泥とともに循環させることによって利用度を高めることが重要である。そのために必要な汚泥滞留時間は水温によって異なるが、１〜１０日程度必要である。高水温期では１〜３日、低水温期では３〜６日程度である。これだけの汚泥滞留時間を確保できればワンパスも可能であるが、その汚泥滞留時間に相応する槽容量が必要であるため実用的でなく、循環が必要である。
【００１５】
汚泥滞留時間が短かすぎると、生汚泥の有効利用度が低くなり、脱窒槽への投入量を増大せざるを得なくなる。汚泥滞留時間が長すぎると、生汚泥由来の有機態窒素分の加水分解、酸化が進み過ぎ、可溶化された生汚泥の窒素分を硝化槽で硝化しきれず、処理水にアンモニア性窒素が多く残留することになる。また、生汚泥のＳＳが活性汚泥の増殖分より多くなり、浮遊汚泥中の生汚泥の割合が高くなるため、好ましくない。生汚泥の投入量が多いとそれだけ生汚泥の割合が高くなる。
【００１６】
つまり、アンモニア性窒素の溶出量を低く抑え、また活性汚泥の割合を高く維持するためには、生汚泥を過剰に投入せず、汚泥滞留時間を短くすることが必要であり、その一方で、生汚泥の投入量を少なくし、有効利用度を高めるためには、ある程度長い汚泥滞留時間が必要である、といった相反した面がある。
【００１７】
このため、生汚泥が可溶化され脱窒に利用される状況を見極めながら投入量を制御することが必要になる。つまり脱窒槽において、脱窒の進み具合の監視と、生汚泥の投入とをリンクさせた制御が重要となる。生汚泥のトータルＢＯＤは季節変動がなく５０００mg/L程度であり、溶解性ＢＯＤは破砕の状態によって、また季節変動によって１５００〜２５００mg/L程度なので、トータルＢＯＤを有効に利用できれば理論上は生汚泥量を１／３程度に低減できる。
【００１８】
そのためには、生汚泥を破砕することで可溶化を助ける。破砕処理によればアンモニア性窒素の増加をほとんど伴わず、機械的に溶解性ＢＯＤの増加が図れる。破砕機としては、たとえば石臼式破砕機を利用できる。石臼式破砕機で破砕した後に、可溶化率が一番高いと思われる湿式ミルビーズ法（特願平11-326210記載）を用いれば汚泥滞留時間を短縮できる。
【００１９】
破砕処理を行なわない場合は、繊維分が混在するため担体を利用できず、活性汚泥のみでの生物反応になるため、硝化槽での脱窒も期待できず、投入した生汚泥は可溶化を含めて脱窒槽で処理を完結する必要がある。したがって、破砕処理がないことによる可溶化速度のダウンと、担体がないことによる生物処理能力のダウンと、さらに生物学的可溶化による有機態窒素、アンモニア性窒素の増加とが生じ、破砕処理を行う場合に比べて、脱窒槽を６倍、硝化槽を２．５倍程度大きくせざるを得ないと推察される。
【００２０】
また、浮遊の活性汚泥を生物付着担体と併用することで、破砕した生汚泥の利用率を高める。生汚泥の利用率は、上述したように滞留時間に関係すると考えられ、循環利用することでワンパス時より有効に利用されると思われるが、生汚泥と生物付着担体のみでは生汚泥の可溶化現象の影響を受け、硝化能力がダウンすることがある。これに対して浮遊の活性汚泥が存在すると、活性汚泥がＢＯＤの吸着媒体として作用し、硝化への影響を最小限にするように緩衝するとともに、ＢＯＤを吸着した状態で脱窒槽に流入し、ＢＯＤの利用度を高める。
【００２１】
さらに、生汚泥の有効利用度を高めるために、硝化槽に溶存酸素濃度計を設置して、ＭＬＤＯ濃度を制御する。活性生汚泥と生物付着担体とを併用する場合、硝化槽内混合液のＭＬＤＯは１〜５ｍｇ／Ｌに制御することが必要であり、好ましくは２〜４ｍｇ／Ｌ、さらに好ましくは２〜３ｍｇ／Ｌの範囲に制御する。ＭＬＤＯがこの範囲より高いと、生汚泥に含まれる有機性窒素がアンモニア性窒素に転換され、生汚泥の量的影響と相まって、処理水質の悪化に繋がる。ＭＬＤＯがこの範囲より低いと、生物付着担体によって高濃度に保持される活性汚泥の硝化性能が十分に発揮されず、処理水質の悪化に繋がる。
【００２２】
また、生汚泥の過剰な投入を避けるために、脱窒槽の槽内混合液の酸化還元電位（ＯＲＰ）をＯＲＰ計によって計測し、所定の低い範囲内に維持するなどの対応策を講じる。脱窒槽内混合液のＯＲＰを−１００mV以下、好ましくは−１５０〜−３５０mV、さらに好ましくは−１７０〜−２４０mV程度となるように、生汚泥の投入量を制御する。ＯＲＰがこれより高くなると、還元反応が起こりにくいため、酸化態窒素であるＮＯｘ−Ｎが残留し、脱窒効果が低くなる。ＯＲＰがこれより低くなることは、生汚泥の過剰投入を意味し、生汚泥由来の有機態窒素が増える。
【００２３】
ただし、センサーによる制御は一般に指示値が不安定になりがちであり、特にＯＲＰはデータのバラツキが目立つので、ここでの処理対象である汚泥返流水のように濃度変動が少ない廃水に対しては目安として利用し、実際には水質などと見比べながらタイマーを用いて一定量ずつ注入する方法が適していると思われる。汚泥返流水、生汚泥とも、少ないとはいえ季節変動があるので、それぞれの季節変動を考慮した複数種類のタイマー制御パターンを作成し、それにしたがって汚泥注入量を制御するのが最適である。
【００２４】
【発明の実施の形態】
以下、本発明の実施の形態を図面を参照しながら説明する。
図１は水処理系および汚泥処理系を備えた水処理施設における処理フローを示す。水処理系において、流入原水１は最初沈殿池２で夾雑物や砂などを除去された後に、生物反応槽３に導入されて生物学的に有機物、窒素、リンを除去され、最終沈殿池４を経て処理水５として流出していく。
【００２５】
最初沈殿池２で沈殿した生汚泥６や最終沈殿池４で沈殿した余剰汚泥７は、汚泥処理系に導かれて処理される。すなわち、生汚泥６は重力濃縮槽８に導かれて濃縮生汚泥９とされ、余剰汚泥７は機械濃縮槽１０に導かれて濃縮余剰汚泥１１とされる。そして、濃縮余剰汚泥１１と濃縮生汚泥９の一部とが嫌気性消化槽１２に導かれて嫌気性消化され、メタンガスを発生するに伴って、減容される。
【００２６】
嫌気性消化汚泥１３は脱水機１４に導かれて脱水ケーキ１５と脱水ろ液１６とに分離され、脱水ケーキ１５は系外へ搬出され、脱水ろ液１６は汚泥返流水として水処理系へ返流される。重力濃縮槽８で分離された重力濃縮分離液１７、および機械濃縮槽１０で分離された機械濃縮分離液１８も水処理系へ返流される。
【００２７】
その際に、嫌気性消化槽１２において濃縮生汚泥９や濃縮余剰汚泥１１からアンモニア性窒素とリン酸態リンが放出され、これらの栄養塩類が嫌気性消化汚泥１３の脱水時に脱水ろ液１６に移行するため、脱水ろ液１６はまず、造粒脱リン装置１９に導かれ、そこでリン酸態リンがマグネシウム添加により結晶化されて肥料として回収され、造粒脱リン処理液２０が窒素除去工程に導かれる。ただし、水処理系で凝集脱リンなどのリン除去処理を行なうようにしてもよく、その場合は嫌気性消化後もリン濃度はあまり高くないので、嫌気性消化液２１（および脱水ろ液１６）がそのまま窒素除去工程に導かれる。
【００２８】
窒素除去工程では、造粒脱リン処理液２０または嫌気性消化液２１（以下、造粒脱リン処理液２０と総称する）が脱窒槽２２に送水され、脱窒槽２２より流出する脱窒処理液２３が硝化槽２４に導かれ、硝化槽２４より流出する硝化処理液の一部が硝化循環液２５として脱窒槽２２に戻され、残りの硝化処理液２６が沈殿槽２７に導かれて脱窒槽２２への返送汚泥２８と脱窒素処理水２９とに分離される、というフローで処理される。一方で、上記した濃縮生汚泥９の一部が生汚泥破砕機３０により破砕され、その破砕生汚泥３１が脱窒槽２２に投入される。
【００２９】
詳細には、図２に示すように、生汚泥破砕機３０の後段に、破砕生汚泥３１を脱窒槽２２に安定供給するための貯槽３２と送泥ポンプ３３とが設けられている。脱窒槽２２および硝化槽２４には、後段で説明するような生物付着担体３４が投入されていて、担体分離スクリーン３５によりそれぞれの槽内に保持されている。また脱窒槽２２には、槽内混合液を攪拌する攪拌機３６と、槽内混合液の酸化還元電位（ＯＲＰ）をモニタリングするためのＯＲＰ計３７とが設置されている。硝化槽２４には、槽内混合液中に散気する散気装置３８と、槽内混合液の溶存酸素（ＭＬＤＯ）をモニタリングするためのＤＯ計３９とが設置されている。
【００３０】
散気装置３８へ給気するコンプレッサ４０などの給気源と送泥ポンプ３３とＯＲＰ計３７とＤＯ計３９とはそれぞれ制御装置４１に接続していて、この制御装置４１により、ＯＲＰ計３７の測定値に基づき送泥ポンプ３３を介して生汚泥投入量が制御され、ＤＯ計３９の測定値に基づきコンプレッサ４０を介して散気量が制御される。
【００３１】
このため脱窒槽２２では、活性汚泥を含んだ破砕生汚泥３１が、槽内混合液のＯＲＰが所定範囲内に維持される投入量にて投入され、その破砕生汚泥３１をＢＯＤ源（水素供与体）として、浮遊活性汚泥および担体付着活性汚泥により、造粒脱リン処理液２０や硝化循環液２５によって持ち込まれた酸化性窒素が還元され脱窒が生じ、過剰投入で起こり易いＮＯｘ−Ｎの残留や生汚泥由来の有機態窒素の増大は回避される。
【００３２】
硝化槽２４では、槽内混合液のＭＬＤＯが所定の低い範囲内に制御され、それにより、好気雰囲気でありながら硝化と脱窒とが同時に進行するシステムが形成される。すなわち、脱窒槽２２からの脱窒処理液２３によって浮遊活性汚泥、アンモニア性窒素、Ｓ−ＢＯＤ分の高い破砕生汚泥が持ち込まれるに伴い、浮遊活性汚泥の近傍、および活性汚泥が付着した生物付着担体の表面近傍で、硝化反応、および破砕生汚泥の加水分解（ＳＳ由来のＢＯＤの可溶化）が起こり、担体内部で、Ｓ−ＢＯＤの脱窒反応が生じる。したがって、ＭＬＤＯが高い場合に起こり易い破砕生汚泥の無駄な好気分解、それによるアンモニア性窒素の発生を防止できるとともに、ＭＬＤＯが低い場合に起こり易い硝化不足を防止できる。
【００３３】
このようにして、破砕生汚泥３１を効率よく可溶化し最大限に利用して処理水質を高く維持できるとともに、破砕生汚泥３１を含んだ硝化循環液２５や沈殿槽２７からの返送汚泥２８を脱窒槽２２へ戻すこともあって、脱窒槽２２への破砕生汚泥３１の投入量を最低限に抑えることができる。
【００３４】
沈殿槽２７で分離された脱窒素処理水２９は放流されるか、または最初沈殿池２へ還流されるが、脱リンおよび脱窒素が十分なされているので、水処理系への負荷は少なく、処理水質は高く維持される。
【００３５】
なお、生汚泥破砕機３０としては、湿式ミルビーズ、石臼式破砕機等を利用できる。石臼式破砕機は、容器の上下に砥石を備え、中心部に投入される生汚泥を遠心力で周縁部の砥石に向かってはね飛ばし、擦り合う砥石間に送り込むようにしたものであり微細化効果が高い。湿式ミルビーズは、石臼式破砕機で破砕した生汚泥をさらに破砕する場合に用いる。破砕によって汚泥粘度が低下しているため、貯槽３２の攪拌、送泥ポンプ３３の維持管理も容易である。
【００３６】
脱リン方法としては、上記したマグネシウムを用いた造粒脱リン法の他、カルシウムを用いた晶析脱リン法、ドロマイト鉱石による凝集沈殿処理法などの、汚泥から溶出したリンを除去する処理法が可能である。水処理系で行なうリン溶出防止手段んには、ＰＡＣやポリ鉄などの添加がある。
【００３７】
生物付着担体３４としては、特開平９−７５９９２号公報や特開平９−１６８７９５号公報に開示された繊維担体、特開平１０−１８０２７８号公報に開示されたポリエステル製柱状担体の他、ＰＥＧ、ＰＶＡ、ポリプロピレンからなる球状、キューブ状、中空円筒状、柱状などの担体を利用できる。ただし、少なくとも硝化槽２４では、中心部まで活性汚泥が侵入できるポーラスなものを使用する。
【００３８】
担体分離スクリーン３５としては、円筒状、平板状のウェッジワイヤースクリーンなどを利用できる。担体より細かい目幅であることが必要であるが、浮遊状態の汚泥の通過が困難とならない目幅のものとする。
【００３９】
なお、上記した窒素除去工程で、ｐＨ低下が起こる硝化槽２４で苛性ソーダの利用を可とするならば硝化−脱窒の順序が妥当であるが、ランニングコストの観点から苛性ソーダの注入を控えるには、脱窒槽２２からの余剰ＢＯＤの影響は無視できないものの、脱窒−硝化の順序とし、硝化循環液として脱窒槽に戻す上記したフローが適切である。しかし、いずれのフローを選択しても構わない。
【００４０】
硝化−脱窒の順序とすると、過剰に投入された破砕生汚泥２３のＢＯＤが脱窒後の処理水に存在する恐れがあるので、過剰なＢＯＤを除去するために、また脱窒で発生した微細な窒素ガスの付着により沈降性が悪くなることがある活性汚泥を沈降分離するために、脱窒槽の後段に再曝気槽が必要になる。
【００４１】
なおこのとき、脱窒のＢＯＤ源とした破砕生汚泥２３には有機体窒素が多く含まれていて、この有機体窒素が脱窒後の処理水のＴ−Ｎを上昇させてしまうため、単なるＢＯＤ除去用の曝気槽ではなく、硝化能を持った再曝気槽を設置することが望まれる。したがって、硝化−脱窒−再曝気（硝化）というフローとなる。
この処理フローは、上記した脱窒−硝化というフローと比べると、１槽余分に必要となる。
【００４２】
以下、実施例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
（実施例１）
汚泥返流水処理プラントにおいて、ＮＨ₄−Ｎ２００mg／Ｌの汚泥返流水を原水とし、原水流入量１５m³／日、循環＋返送１５m³／日にて、石臼式破砕機で破砕したＴ−ＢＯＤ６０００〜８０００mg／Ｌ、Ｓ−ＢＯＤ１７００〜２４００mg／Ｌの生汚泥を投入して、硝化率９３％、脱窒率８５％を達成した。処理フローおよび詳細条件は次のとおりである。
【００４３】
窒素除去装置としては、図３に示すような、脱窒槽と硝化槽とをこの順で配置した水槽を直列に３段連結した硝化脱窒装置を使用した。図中、先に図１〜図２を用いて説明したものと同様の作用を有する部材には図１〜図２と同じ符号を付し詳細な説明は省略する。脱窒槽２２ａ，２２ｂ，２２ｃは３槽の合計で４．６m³、硝化槽２４ａ，２４ｂ，２４ｃは３槽の合計で９．３m³、硝化脱窒装置としてはその合計で１３．９m³である。生物付着担体３４は８mmΦ×８mmＨの六葉突起断面柱状のポリエステル繊維担体である。４２は原水、４３は生汚泥を示す。
【００４４】
アンモニア性窒素濃度が高い原水４２は３等分して各脱窒槽２２ａ，２２ｂ，２２ｃに流入させた。したがって、１段目の脱窒槽２２ａでは原水４２と３段目の硝化槽２４ｃからの循環硝化液２５と沈殿槽２７からの返送汚泥２８と生汚泥４３とが流入して還元、脱窒が生じ、その脱窒液が硝化槽２４ａに流入してアンモニア性窒素が硝酸性窒素に酸化される。２段目の脱窒槽２２ｂでは原水４２と１段目の硝化槽２４ａからの硝化液と生汚泥４３とが流入して還元、脱窒が生じ、その脱窒液が硝化槽２４ｂに流入してアンモニア性窒素が硝酸性窒素に酸化される。３段目の脱窒槽２２ｃでは原水４２と２段目の硝化槽２４ｂからの硝化液と生汚泥４３とが流入して還元、脱窒が生じ、その脱窒液が硝化槽２４ｃに流入してアンモニア性窒素が硝酸性窒素に酸化される。硝化槽２４ｃから流出する硝化液の一部は上記したように１段目の脱窒槽２２ａへ循環され、残りの硝化液は沈殿槽２７へと導かれる。
【００４５】
なおこのとき、図示を省略したＯＲＰ計、ＤＯ計、制御装置によって、３段目の脱窒槽２２ｃにおいてＯＲＰが−１７０〜−２３０mVとなるようにＯＲＰ制御を行ない、生汚泥の注入量をコントロールした。また硝化槽２４ｃにおいてＭＬＤＯ濃度が２〜３mg／Ｌとなるように散気量を制御し、ＢＯＤの好気的分解を抑制した。汚泥滞留時間は２〜３日とした。
【００４６】
その結果、処理水質はＮＨ₄−Ｎが１０mg／Ｌ，ＮＯ₂−Ｎが５mg／Ｌ，ＮＯ₃−Ｎが５mg／Ｌとなった。原水１５m³/日に対して脱窒槽に注入された生汚泥量は、３槽合計で０．６〜０．８m³/日であり、Ｔ−ＢＯＤ／Ｎ比は約２、Ｓ−ＢＯＤ／Ｎ比は０．５程度となった。
【００４７】
メタノールをＢＯＤ源とする場合はＢＯＤ／Ｎ比が３程度になるのに比べて、生汚泥をＢＯＤ源としたことで、Ｓ−ＢＯＤ／Ｎ比、Ｔ−ＢＯＤ／Ｎ比がいずれも低くなっており、生汚泥の使用量がいかに少なくてすんでいるか、すなわち生汚泥がいかに有効に活用されているかがわかる。これは、沈殿槽によって生汚泥をも沈降分離して循環利用していること、脱窒反応に伴ってＳ−ＢＯＤが溶出していること、硝化槽で硝化と脱窒とが同時に進行しＢＯＤが無駄に酸化分解されていないこと、によって導かれたものである。
（実施例２）
図４に示したような、脱窒槽２２ａと硝化槽２４ａとをこの順で配置した単段の硝化脱窒装置を使用して、実施例１とＮＨ₄−Ｎ濃度が同等の原水４２を脱窒素した。トータルの水槽容量が実施例１と同等になるように、脱窒槽２２ａは４．６m³、硝化槽２４ａは９．３m³とした。生汚泥４３の性状、ＯＲＰ、ＭＬＤＯ制御条件も実施例１と同一である。この実施例２のフローで実施例１と同等の窒素除去率を得るためには、約５．１倍の循環＋返送が必要であった。
【００４８】
その結果、生汚泥１．５〜２．０ｍ^３／日の投入を要したが、生汚泥投入量が多くなったことが硝化に若干影響し、処理水質はＮＨ_４−Ｎが２０ｍｇ／Ｌ，ＮＯ_２−Ｎが１０ｍｇ／Ｌ，ＮＯ_３−Ｎが２５ｍｇ／Ｌとなった。
【００４９】
（実施例３）
ＯＲＰの制御値を−２００〜−２６０ｍＶと低く設定した以外は実施例１と同一条件で脱窒素を行った。
【００５０】
その結果、生汚泥の必要量は２．０〜２．５ｍ^３／日と増え、生汚泥由来の窒素分の酸化が追いつかず、処理水質が悪化した。処理水質は、ＮＨ_４−Ｎが４０ｍｇ／Ｌ，ＮＯ_２−Ｎが１０ｍｇ／Ｌ，ＮＯ_３−Ｎが２０ｍｇ／Ｌであった。
（実施例４）
ＮＨ_４−Ｎが１００ｍｇ／Ｌの原水を処理対象とした以外は実施例１と同一条件で脱窒素を行った。
【００５１】
その結果、生汚泥の必要量は実施例１の１／２になり、処理水質はＮＨ₄−ＮがＮＤ（検出されず），ＮＯ₂−ＮがＮＤ（検出されず），ＮＯ₃−Ｎが２０mg／Ｌとなった。
【００５２】
実施例１よりもＮＨ_４−Ｎ濃度が高い原水を処理対象とする場合は実施例１の水槽容量では対応できない。
（実施例５）
滞留時間を１．５日と短くした以外は実施例１と同一条件で脱窒素を行った。
【００５３】
その結果、生汚泥の可溶化は進まず、ＮＨ₄−Ｎが５mg／Ｌ，ＮＯ₂−Ｎが５mg／Ｌ，ＮＯ₃−Ｎが３０mg／Ｌの処理水質を得るために、生汚泥は２．０m³／日必要であった。
【００５４】
逆に汚泥滞留時間を１０日と長くしたところ、処理水質のＮＨ₄−Ｎが３０mg／Ｌ，ＮＯ₂−Ｎが５mg／Ｌ，ＮＯ₃−Ｎが５mg／Ｌとなり、生汚泥から可溶化し過ぎたＮＨ₄−Ｎを処理しきれず残存する結果となった。
【００５５】
実施例１〜５の実施条件、結果を以下の表１に示す。
【００５６】
【表１】

【００５７】
【発明の効果】
以上のように本発明によれば、生物付着担体を活性汚泥と併用し、硝化槽のＭＬＤＯを所定の低い範囲に維持するようにしたことにより、脱窒槽で脱窒と生汚泥の可溶化とを進行させることができるとともに、硝化槽で硝化と脱窒とを同時に進行させることができ、生汚泥を最大限に利用することが可能になり、従来に比べて生汚泥必要量の低減を実現できる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の汚泥返流水中の窒素除去方法が行われる下水処理場の処理フローを示す説明図である。
【図２】図１に示した処理フローの内、汚泥返流水中の窒素除去工程を詳細に示した説明図である。
【図３】本発明の汚泥返流水中の窒素除去方法を例示する装置構成図である。
【図４】本発明の汚泥返流水中の窒素除去方法を例示する他の装置構成図である。
【符号の説明】
20 造粒脱リン処理液（汚泥返流水）
22 脱窒槽
24 硝化槽
25 硝化循環液
27 沈殿槽（汚泥分離返送系）
28 返送汚泥
29 脱窒素処理水
31 破砕生汚泥
33 送泥ポンプ
34 生物付着担体
37 ＯＲＰ計
38 散気装置
39 ＤＯ計
40 コンプレッサ
41 制御装置

Claims

水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を硝化槽と脱窒槽とに順次流入させ、硝化槽から流出する硝化液の一部を脱窒槽に循環返送し、前記硝化槽から流出する消化液の残部より汚泥を分離しその分離汚泥を脱窒槽に返送して生物学的に硝化脱窒するに際し、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を破砕し前記硝化槽で硝化された硝化液に対しＢＯＤ源として加えて脱窒を行う汚泥返流水中の窒素除去方法であって、前記硝化槽において、生物付着担体を投入し、槽内混合液の溶存酸素濃度を１〜５ｍｇ／Ｌに制御する状態において硝化を行い、かつ硝化槽および脱窒槽における破砕生汚泥の滞留時間を１〜１０日とすることを特徴とする汚泥返流水中の窒素除去方法。
脱窒槽に生物付着担体を投入することを特徴とする請求項１記載の汚泥返流水中の窒素除去方法。
活性汚泥が投入された脱窒槽と、散気手段を有し活性汚泥および生物付着用担体が投入された硝化槽と、水処理系で発生した汚泥を処理する汚泥処理系から前記水処理系へ返流される汚泥返流水を前記脱窒槽と硝化槽とに順次流入させ、硝化槽から流出する硝化液の一部を脱窒槽に循環返送する送水系と、前記水処理系の最初沈殿池で沈降分離された生汚泥を破砕した破砕生汚泥を前記脱窒槽あるいは前記硝化槽から脱窒槽への循環返送路に注入する生汚泥注入手段と、前記脱窒槽へ循環返送した残りの硝化液より汚泥を分離しその分離汚泥を脱窒槽に返送する汚泥返送系と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度計と、前記硝化槽の槽内混合液の溶存酸素濃度が１〜５ｍｇ／Ｌに維持されるように前記散気手段の散気量を制御するとともに、前記生汚泥注入手段の生汚泥注入量を所定量に制御する制御手段とを備え、かつ硝化槽および脱窒槽における破砕生汚泥の滞留時間が１〜１０日に制御されるものであることを特徴とする汚泥返流水中の窒素除去装置。