JPH09290299A - Treatment of waste water from thermal electric power plant - Google Patents
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Abstract
Description
【０００１】[0001]
【発明の属する技術分野】本発明は、火力発電所排水の
処理方法に関する。さらに詳しくは、本発明は、排水中
にセレン酸イオン（ＳｅＯ4 2-）の形態で存在する６価
のセレンを効率よく除去することができる火力発電所排
水の処理方法に関する。BACKGROUND OF THE INVENTION 1. Field of the Invention The present invention relates to a method for treating wastewater from a thermal power plant. More specifically, the present invention relates to a method for treating thermal power plant wastewater which can efficiently remove hexavalent selenium existing in the form of selenate ions (SeO 4 2− ) in wastewater.
【０００２】[0002]
【従来の技術】火力発電所においては、排煙脱硫排水、
復水脱塩排水、一般排水など種々の排水が発生する。こ
れらの排水は、状況に応じて別々に処理されたり、ある
いは、混合して一括処理されたりする。火力発電所排水
の水質は、火力発電所における燃料の燃焼の効率化や、
排煙脱硫方式の改良により変化し、水質の変化に対応し
た火力発電所排水の処理方法が必要とされている。火力
発電所排水は、有害物質として重金属類、フッ素、窒素
などを含み、さらに酸化性物質としてペルオキソ硫酸、
ヨウ素酸、セレン酸などを含有する場合が多い。これら
の有害物質の大部分は、凝集沈殿処理及び生物脱窒処理
を組み合わせた処理により除去することができる。しか
し、火力発電所排水中にセレンが存在する場合は除去が
容易ではなく、特にセレンが６価のセレンであるセレン
酸イオン（ＳｅＯ4 2-）の形態で存在する場合には、処
理水中のセレン濃度を規制値である０.１mg／リットル
以下とすることは困難であった。In a thermal power plant, flue gas desulfurization wastewater,
Various kinds of wastewater such as condensate desalination wastewater and general wastewater are generated. These wastewaters are treated separately depending on the situation, or mixed and collectively treated. The quality of wastewater from thermal power plants depends on the efficiency of fuel combustion in thermal power plants,
There is a need for a method for treating wastewater from thermal power plants that changes due to improvements in flue gas desulfurization methods and that responds to changes in water quality. Wastewater from thermal power plants contains heavy metals, fluorine, nitrogen, etc. as harmful substances, and peroxosulfuric acid as oxidizing substances,
Often contains iodic acid, selenate, and the like. Most of these harmful substances can be removed by a combined treatment of coagulation sedimentation treatment and biological denitrification treatment. However, when selenium is present in the effluent of a thermal power plant, it is not easy to remove it, and especially when selenium is present in the form of selenate ion (SeO 4 2- ) which is hexavalent selenium, It was difficult to keep the selenium concentration below the regulated value of 0.1 mg / liter.
【０００３】[0003]
【発明が解決しようとする課題】本発明は、火力発電所
排水中に含まれる有害物質、特にセレンを効率的に除去
することができる火力発電所排水の処理方法を提供する
ことを目的としてなされたものである。SUMMARY OF THE INVENTION It is an object of the present invention to provide a method for treating thermal power plant wastewater which can efficiently remove harmful substances contained in the thermal power plant wastewater, particularly selenium. It is a thing.
【０００４】[0004]
【課題を解決するための手段】本発明者らは、上記の課
題を解決すべく鋭意研究を重ねた結果、火力発電所排水
に凝集沈殿処理及び生物脱窒処理を行った脱窒処理水
を、弱酸性に調整して鉄と接触させたのち凝集処理及び
固液分離を行うことにより、難除去性の６価セレンを効
率的に還元して除去し得ることを見いだし、この知見に
基づいて本発明を完成するに至った。すなわち、本発明
は、（１）火力発電所排水に、凝集沈殿処理及び生物脱
窒処理を行ったのち、脱窒処理水に塩酸を注入してpH５
以下に調整して鉄と接触させ、さらに凝集沈殿及び固液
分離を行うことを特徴とする火力発電所排水の処理方
法、を提供するものである。さらに、本発明の好ましい
態様として、（２）ＣＯＤ吸着樹脂によりＣＯＤの除去
を行う第(１)項記載の火力発電所排水の処理方法、
（３）鉄が、最大径３mm以下の鉄微粒子、鉄網線又は粒
状鉄である第(１)項又は第(２)項記載の火力発電所排水
の処理方法、（４）鉄との接触を、被処理水のpHが５〜
７となるまで、又は、被処理水の酸化還元電位が−１０
０ｍＶ以下に到達するまで行う第(１)項、第(２)項又は
第(３)項記載の火力発電所排水の処理方法、及び、
（５）鉄接触後の凝集処理を、被処理水にアルカリ剤を
添加し、pHを７以上に調整することにより行う第(１)
項、第(２)項、第(３)項又は第(４)項記載の火力発電所
排水の処理方法、を挙げることができる。As a result of intensive studies to solve the above-mentioned problems, the present inventors have found that denitrification-treated water obtained by coagulating sedimentation treatment and biological denitrification treatment is used for wastewater from thermal power plants. It was found that hexavalent selenium, which is difficult to remove, can be efficiently reduced and removed by performing coagulation treatment and solid-liquid separation after adjusting to weak acidity and contacting with iron, and based on this finding The present invention has been completed. That is, according to the present invention, (1) after performing coagulation sedimentation treatment and biological denitrification treatment on thermal power plant wastewater, hydrochloric acid is injected into the denitrification treated water to adjust the pH to 5
The present invention provides a method for treating wastewater from a thermal power plant, which comprises adjusting the following to bring into contact with iron, and further performing coagulation sedimentation and solid-liquid separation. Furthermore, as a preferred embodiment of the present invention, (2) a method for treating wastewater from a thermal power plant according to (1), wherein COD is removed by a COD adsorption resin,
(3) Iron is fine iron particles having a maximum diameter of 3 mm or less, iron wire or granular iron, The method for treating wastewater from a thermal power plant according to (1) or (2), (4) Contact with iron The pH of the water to be treated is 5
7 or until the redox potential of the water to be treated is -10.
The method for treating wastewater from a thermal power plant according to item (1), item (2) or item (3), which is performed until the voltage reaches 0 mV or less, and
(5) The coagulation treatment after contact with iron is performed by adding an alkaline agent to the water to be treated and adjusting the pH to 7 or higher (1)
The method for treating wastewater from a thermal power plant according to item (2), (3) or (4) can be mentioned.
【０００５】[0005]
【発明の実施の形態】本発明方法においては、火力発電
所排水にまず凝集沈殿処理を行う。使用する凝集剤には
特に制限はなく、例えば、硫酸バンド、塩基性ポリ塩化
アルミニウム、硫酸第一鉄、塩化第二鉄などの無機凝集
剤、水酸化ナトリウム、消石灰、水酸化カリウム、炭酸
ナトリウム、炭酸カリウム、カーバイド滓などのアルカ
リ剤、アルギン酸ナトリウム、カルボキシメチルセルロ
ース、ポリアクリルアミドの部分加水分解物の塩などの
アニオン性高分子凝集剤、ポリエチレンイミン、ポリチ
オ尿素、第四級アンモニウム塩などのカチオン性高分子
凝集剤、ポリアクリルアミドなどのノニオン性高分子凝
集剤などを挙げることができる。これらの凝集剤は、１
種を単独で用いることができ、２種以上を併用すること
ができる。また、凝集沈殿処理は、１段で行うことがで
き、２段以上で行うことができる。凝集沈殿処理によ
り、火力発電所排水中のＳＳ及び重金属の大部分が除去
される。本発明方法においては、必要に応じてＣＯＤ吸
着樹脂によるＣＯＤの除去を行うことができる。被処理
水とＣＯＤ吸着樹脂を接触させる方法には特に制限はな
いが、被処理水をＣＯＤ吸着樹脂充填カラムに通水する
ことにより、被処理水をＣＯＤ吸着樹脂に効率的に接触
させることができる。排煙脱硫排水中のＣＯＤ成分は、
主としてジチオン酸であるので、ＣＯＤ吸着樹脂として
は、アニオン交換樹脂を好適に使用することができる。
ジチオン酸は、一般の排水に含まれるＣＯＤ成分と異な
り、活性炭吸着、酸化分解、生物分解などの一般的なＣ
ＯＤ除去手段では除去しがたいが、アニオン交換樹脂に
よれば容易に吸着除去することができる。使用するアニ
オン交換樹脂には特に制限はなく、弱塩基性、中塩基
性、強塩基性のいずれをも使用することができるが、弱
塩基性ないし中塩基性アニオン交換樹脂が、強塩基性ア
ニオン交換樹脂よりＣＯＤ吸着容量が大きく好ましい。
また、アニオン交換樹脂はＯＨ形でもよいが、Ｃｌ形や
ＳＯ4形などの塩形として使用すると吸着容量が大きく
なるので好ましい。アニオン交換樹脂を充填したＣＯＤ
吸着塔への通水条件は、ＳＶ５〜２０hr-1程度とするこ
とが好ましく、また、被処理水のpHを酸性側で行うこと
が好ましい。ＣＯＤ吸着樹脂によるＣＯＤの除去は、本
発明方法の任意の位置で行うことができる。BEST MODE FOR CARRYING OUT THE INVENTION In the method of the present invention, the wastewater of a thermal power plant is first subjected to a coagulating sedimentation treatment. The coagulant used is not particularly limited, for example, sulfuric acid band, basic polyaluminum chloride, ferrous sulfate, inorganic coagulant such as ferric chloride, sodium hydroxide, slaked lime, potassium hydroxide, sodium carbonate, Alkaline agents such as potassium carbonate and carbide dregs, anionic polymer flocculants such as sodium alginate, carboxymethyl cellulose, salts of partially hydrolyzed polyacrylamide, cationic high concentrations of polyethyleneimine, polythiourea, quaternary ammonium salts, etc. Examples thereof include a molecular flocculant and a nonionic polymer flocculant such as polyacrylamide. These coagulants are 1
The seeds may be used alone or in combination of two or more. In addition, the coagulation-sedimentation treatment can be performed in one stage and can be performed in two or more stages. The coagulation-sedimentation process removes most of SS and heavy metals in the thermal power plant wastewater. In the method of the present invention, COD can be removed by a COD adsorbing resin, if necessary. The method of contacting the water to be treated with the COD adsorption resin is not particularly limited, but the water to be treated can be efficiently contacted with the COD adsorption resin by passing the water to be treated through the column packed with the COD adsorption resin. it can. The COD component in the flue gas desulfurization wastewater is
Since it is mainly dithionic acid, an anion exchange resin can be preferably used as the COD adsorption resin.
Dithionic acid is different from the COD component contained in general wastewater, and is a general C that is adsorbed on activated carbon, oxidatively decomposed, and biodegraded.
It is difficult to remove by OD removing means, but it can be easily adsorbed and removed by the anion exchange resin. There is no particular limitation on the anion exchange resin used, and any of weakly basic, medium basic, and strongly basic anion exchange resins can be used. COD adsorption capacity is larger than that of exchange resin, which is preferable.
The anion exchange resin may be in the OH form, but it is preferable to use it as a salt form such as Cl form or SO 4 form because the adsorption capacity becomes large. COD filled with anion exchange resin
The water flow conditions to the adsorption tower are preferably about SV5 to 20 hr −1, and the pH of the water to be treated is preferably on the acidic side. The COD removal by the COD adsorption resin can be performed at any position in the method of the present invention.
【０００６】本発明方法においては、凝集沈殿処理の後
に生物脱窒処理を行う。生物脱窒処理は、硝化工程及び
脱窒工程の組み合せにより行う。硝化工程においては、
アンモニアが硝化細菌により亜硝酸や硝酸に酸化され
る。硝化細菌は、自然界に広く存在する独立栄養菌であ
り、Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓがアンモニアを亜硝酸に
酸化し、Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒが亜硝酸を硝酸に酸化
して、いずれも遊離するエネルギーを二酸化炭素の還元
的同化に利用する。脱窒工程においては、亜硝酸や硝酸
が脱窒細菌により還元されて窒素ガスとなる。脱窒細菌
としては、Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ、Ｍｉｃｒｏｃｏｃ
ｃｕｓ、Ｓｐｉｒｉｌｌｕｍなどがあり、硝酸、亜硝酸
の還元過程において、これらが酸素に代わって生体酸化
の終局酸化剤となる。排水中の窒素分として、アンモニ
ア性窒素が少なく、硝酸性窒素、亜硝酸性窒素を主とす
るときは硝化工程を省いて脱窒細菌による処理のみとす
ることができるが、通常は、硝化工程及び脱窒工程を利
用して行う。硝化は、曝気して酸素を供給する好気的条
件下に、被処理水と活性汚泥を接触させることにより進
行する。脱窒は、嫌気条件下に炭素源を供給しながら、
被処理水と活性汚泥とを接触させることにより進行す
る。本発明方法において、生物脱窒処理は、活性汚泥法
などの浮遊生物法又は懸濁粒子生物膜法、固定生物膜法
などの生物膜法のいずれの処理法によっても行うことが
でき、さらにこれらの方法を組み合わせて行うことがで
きる。また、硝化及び脱窒からなる生物脱窒処理は、通
常知られている方式を採用することができ、例えば、硝
化槽、脱窒槽をそれぞれ設ける二槽式、あるいは、硝
化、脱窒を一槽で行う方式により行うことができる。ま
た、連続式又は回分式のいずれの処理方法でもよく、さ
らに、硝化処理水を脱窒槽に循環する循環脱窒法、原水
を分注するステップ脱窒法などによることができる。生
物脱窒処理によって、被処理水中の窒素の大部分が除去
される。In the method of the present invention, biological denitrification treatment is carried out after the coagulation sedimentation treatment. The biological denitrification treatment is performed by a combination of a nitrification process and a denitrification process. In the nitrification process,
Ammonia is oxidized to nitrous acid and nitric acid by nitrifying bacteria. Nitrifying bacteria are autotrophic bacteria that exist widely in nature. Nitrosomonas oxidizes ammonia to nitrite, and Nitrobacter oxidizes nitrite to nitric acid, both of which are used for reductive assimilation of carbon dioxide. To do. In the denitrification step, nitrous acid and nitric acid are reduced to nitrogen gas by denitrifying bacteria. Examples of denitrifying bacteria include Pseudomonas and Micrococ
cus, Spirillum, and the like, and in the reduction process of nitric acid and nitrous acid, they replace oxygen and become a final oxidant for biological oxidation. As the nitrogen content in the waste water, when the amount of ammonia nitrogen is low and nitrate nitrogen or nitrite nitrogen is mainly used, the nitrification step can be omitted and only the treatment with denitrifying bacteria can be carried out. And denitrification process. Nitrification proceeds by bringing water to be treated into contact with activated sludge under aerobic conditions where aeration is performed to supply oxygen. Denitrification, while supplying a carbon source under anaerobic conditions,
The process proceeds by bringing the water to be treated into contact with activated sludge. In the method of the present invention, the biological denitrification treatment can be carried out by any treatment method such as a suspended biological method such as an activated sludge method or a suspended particle biofilm method, and a biofilm method such as a fixed biofilm method. The above methods can be combined. Further, the biological denitrification treatment consisting of nitrification and denitrification can adopt a generally known method, for example, a nitrification tank, a two-tank type in which a denitrification tank is provided, or nitrification and denitrification in one tank. It can be performed by the method described in 1. Further, either a continuous treatment method or a batch treatment method may be used, and further, a circulating denitrification method of circulating nitrification-treated water in a denitrification tank, a step denitrification method of dispensing raw water, or the like can be used. The biological denitrification treatment removes most of the nitrogen in the water to be treated.
【０００７】火力発電所排水の凝集沈殿処理及び生物脱
窒処理により得られる脱窒処理水には、排水中のＳＳ、
重金属、フッ素、窒素などの大部分は除去されている
が、火力発電所排水にセレンが含有されている場合はそ
の相当部分が脱窒処理水中になお残存する。本発明方法
においては、脱窒処理水に塩酸を加えてpHを５以下、好
ましくはpHを２〜３に調整する。被処理水のpHが５を超
えると、鉄と接触させたとき、被処理水への鉄の溶出に
時間がかかり、あるいは被処理水に鉄が十分に溶出しな
いおそれがある。被処理水のpHが２〜３であると、速や
かに鉄が溶出して反応に寄与するので好ましい。被処理
水のpHが１以下であると、鉄の溶出が速すぎて過剰の鉄
が溶出するおそれがある。本発明方法において、pH調整
は任意の方法により行うことができ、例えば、pH調整槽
を設けてあらかじめpH調整することができ、反応槽にお
いてpH調整剤を添加することができ、あるいは、脱窒処
理水の配管に直接pH調整剤を供給することにより行うこ
とができる。本発明方法において、pHを５以下に調整し
た被処理水を接触させる鉄としては、純鉄、粗鋼、合金
鋼、その他の鉄合金などを挙げることができる。鉄は、
鉄微粒子、鉄網線、粒状鉄など表面積の大きい形状であ
ることが好ましく、最大径が３mm以下であることが好ま
しく、１mm以下であることがより好ましい。本発明方法
において、pHを５以下に調整した被処理水と鉄を接触さ
せる方法には特に制限はなく、例えば、鉄微粒子、鉄網
線、粒状鉄などを充填したカラムに通水することにより
接触させることができ、あるいは、反応槽中において被
処理水に鉄微粒子、鉄網線、粒状鉄などを加えることに
より接触させることができる。被処理水と鉄の接触時間
は、通常２〜３０分とすることが好ましいが、被処理水
のpH値あるいは酸化還元電位を測定して制御することが
可能である。pHは、鉄の溶解により酸が消費されるので
上昇し、pHが５〜７となることを適切な接触時間を判断
する基準とすることができる。酸化還元電位は、酸化性
物質が還元されることにより低下するので、酸化還元電
位が−１００mＶ以下に到達することを適切な接触時間
を判断する基準とすることができる。The denitrification-treated water obtained by the coagulation sedimentation treatment and the biological denitrification treatment of the thermal power plant wastewater includes SS in the wastewater.
Most of heavy metals, fluorine, nitrogen, etc. have been removed, but when selenium is contained in the wastewater of thermal power plants, a considerable part of it still remains in the denitrification treated water. In the method of the present invention, hydrochloric acid is added to the denitrification-treated water to adjust the pH to 5 or less, preferably to 2-3. When the pH of the water to be treated exceeds 5, it may take a long time to elute iron into the water to be treated when it is brought into contact with iron, or iron may not be sufficiently eluted into the water to be treated. It is preferable for the pH of the water to be treated to be 2 to 3 because iron is quickly eluted to contribute to the reaction. When the pH of the water to be treated is 1 or less, the elution of iron is too fast and excess iron may elute. In the method of the present invention, the pH can be adjusted by any method, for example, a pH adjusting tank can be provided to adjust the pH in advance, a pH adjusting agent can be added in the reaction tank, or denitrification can be performed. This can be performed by directly supplying the pH adjuster to the treated water pipe. In the method of the present invention, examples of the iron with which the water to be treated whose pH is adjusted to 5 or less are brought into contact include pure iron, crude steel, alloy steel, and other iron alloys. Iron is
It is preferable that the particles have a large surface area such as iron fine particles, iron wire, and granular iron, and the maximum diameter is preferably 3 mm or less, more preferably 1 mm or less. In the method of the present invention, there is no particular limitation on the method of contacting iron with the water to be treated whose pH is adjusted to 5 or less. For example, by passing water through a column filled with iron fine particles, iron wire, granular iron, etc. It can be brought into contact, or it can be brought into contact by adding fine iron particles, iron wire, granular iron or the like to the water to be treated in the reaction tank. The contact time between the water to be treated and iron is usually preferably 2 to 30 minutes, but it can be controlled by measuring the pH value or redox potential of the water to be treated. The pH increases because the acid is consumed by the dissolution of iron, and the pH of 5 to 7 can be used as a criterion for determining an appropriate contact time. Since the redox potential decreases due to the reduction of the oxidizing substance, it is possible to use the fact that the redox potential reaches −100 mV or less as a criterion for determining an appropriate contact time.
【０００８】本発明方法において、pHを５以下に調整し
た被処理水と鉄を接触させることにより、鉄は２価の鉄
イオンとなって水中に溶出し、２価の鉄イオンは、水中
のセレン酸と反応する。本発明方法において、セレン酸
は、次式にしたがって還元されると考えられる。 Ｆｅ → Ｆｅ2+＋２ｅ ＳｅＯ4 2-＋６Ｆｅ2+＋８Ｈ+ → Ｓｅ0＋６Ｆｅ3+＋４
Ｈ2Ｏ 本発明方法においては、鉄と接触することにより水中の
セレン酸を還元したのち、被処理水の凝集処理を行う。
凝集処理の方法には特に制限はないが、アルカリ剤を添
加することにより、水中の２価の鉄イオン及び３価の鉄
イオンを水不溶性の水酸化第一鉄及び水酸化第二鉄と
し、鉄フロックを形成して凝集することが好ましい。ア
ルカリ剤の添加により、被処理水のpHを７以上とするこ
とが好ましく、pHを９〜１０とすることがより好まし
い。被処理水のpHが７未満であると、鉄フロックなどの
凝集が不十分となるおそれがある。被処理水のpHを７以
上とすることにより、次式のように、水中の２価の鉄イ
オンは水不溶性の水酸化第一鉄となり、３価の鉄イオン
は水不溶性の水酸化第二鉄となる。 Ｆｅ2+＋２ＮａＯＨ → Ｆｅ(ＯＨ)2＋２Ｎａ+ Ｆｅ3+＋３ＮａＯＨ → Ｆｅ(ＯＨ)3＋３Ｎａ+ このとき、還元されたセレンは、生成する水酸化鉄のフ
ロックに吸着され、凝集分離される。本発明方法におい
て、被処理水のpHを７以上にするためのアルカリ剤には
特に制限はなく、例えば、水酸化ナトリウム、消石灰、
水酸化カリウム、炭酸ナトリウム、炭酸カリウム、カー
バイド滓などを使用することができるが、水酸化ナトリ
ウム及び消石灰を特に好適に使用することができる。In the method of the present invention, by contacting water to be treated whose pH is adjusted to 5 or less, iron becomes divalent iron ions and is eluted in water, and divalent iron ions are dissolved in water. Reacts with selenate. In the method of the present invention, selenate is considered to be reduced according to the following formula. Fe → Fe 2+ + 2e SeO 4 2- + 6Fe 2+ + 8H + → Se 0 + 6Fe 3+ +4
H 2 O In the method of the present invention, the selenate in water is reduced by contacting with iron, and then the water to be treated is coagulated.
The method of the aggregation treatment is not particularly limited, but by adding an alkali agent, divalent iron ions and trivalent iron ions in water are converted into water-insoluble ferrous hydroxide and ferric hydroxide, It is preferable to form iron flocs and aggregate. The pH of the water to be treated is preferably 7 or more, more preferably 9 to 10 by adding an alkali agent. If the pH of the water to be treated is less than 7, aggregation of iron flocs and the like may be insufficient. By adjusting the pH of the water to be treated to 7 or more, divalent iron ions in water become water-insoluble ferrous hydroxide as shown in the following formula, and trivalent iron ions become water-insoluble ferric hydroxide. Becomes iron. Fe2 ++ 2NaOH → Fe (OH) 2 + 2Na + Fe3 ++ 3NaOH → Fe (OH) 3 + 3Na + At this time, the reduced selenium is adsorbed on the flocs of the iron hydroxide to be produced and separated by aggregation. In the method of the present invention, there is no particular limitation on the alkaline agent for adjusting the pH of the water to be treated to 7 or more, and for example, sodium hydroxide, slaked lime,
Although potassium hydroxide, sodium carbonate, potassium carbonate, carbide slag and the like can be used, sodium hydroxide and slaked lime can be particularly preferably used.
【０００９】本発明方法においては、アルカリ剤の添加
による凝集処理の際に、さらに高分子凝集剤を添加する
ことができる。高分子凝集剤の添加により、フロックが
粗大化し、水からの分離が容易になる。使用する高分子
凝集剤には特に制限はなく、例えば、ポリアクリルアミ
ド、ポリエチレンオキシド、尿素−ホルマリン樹脂など
のノニオン性高分子凝集剤、ポリアミノアルキルメタク
リレート、ポリエチレンイミン、ハロゲン化ポリジアリ
ルアンモニウム、キトサンなどのカチオン性高分子凝集
剤、ポリアクリル酸ナトリウム、ポリアクリルアミド部
分加水分解物、部分スルホメチル化ポリアクリルアミ
ド、ポリ(２−アクリルアミド)−２−メチルプロパン硫
酸塩などのアニオン性高分子凝集剤などを使用すること
ができる。これらの高分子凝集剤の中で、アニオン性高
分子凝集剤は凝集効果に優れているので、特に好適に使
用することができる。本発明方法においては、凝集処理
ののち固液分離を行うことにより、凝集処理により生成
したフロックを除去し、処理水を分離する。固液分離方
法には特に制限はなく、沈殿、ろ過、遠心分離、膜分離
など任意の固液分離方法を使用することができる。これ
らの固液分離方法の中で、膜分離は微細なＳＳをも除去
することができ、装置を小型化することが可能であるの
で、特に好適に使用することができる。In the method of the present invention, a polymer flocculant can be further added during the flocculation treatment by adding an alkaline agent. The addition of the polymeric flocculant coarsens the flocs and facilitates their separation from water. The polymer flocculant used is not particularly limited, and examples thereof include polyacrylamide, polyethylene oxide, nonionic polymer flocculants such as urea-formalin resin, polyaminoalkylmethacrylate, polyethyleneimine, halogenated polydiallylammonium, and chitosan. Use cationic polymer flocculant, sodium polyacrylate, polyacrylamide partial hydrolyzate, partially sulfomethylated polyacrylamide, anionic polymer flocculant such as poly (2-acrylamide) -2-methylpropane sulfate be able to. Among these polymer aggregating agents, the anionic polymer aggregating agent has an excellent aggregating effect, and thus can be used particularly preferably. In the method of the present invention, the floc generated by the coagulation treatment is removed by performing the solid-liquid separation after the coagulation treatment, and the treated water is separated. The solid-liquid separation method is not particularly limited, and any solid-liquid separation method such as precipitation, filtration, centrifugation or membrane separation can be used. Among these solid-liquid separation methods, the membrane separation can remove even fine SS, and the apparatus can be downsized, so that it can be particularly preferably used.
【００１０】図１は、本発明方法の凝集沈殿処理工程及
び生物脱窒処理工程の一態様を示す工程系統図である。
貯槽１に貯留した火力発電所排水を第１凝集反応槽２に
送り、凝集剤を添加して撹拌したのち第１沈殿池３にお
いてフロックを沈降分離する。第１沈殿池の上澄水は、
さらに第２凝集反応槽４で凝集剤を添加し、第２沈殿池
５でフロックを沈降分離する。凝集沈殿処理により、火
力発電所排水中のＳＳ及び重金属の大部分は除去され
る。凝集沈殿処理を終えた被処理水は、硝化槽６におい
て好気性硝化を、次いで脱窒槽７において嫌気性脱窒を
行い、さらに沈殿槽８において固液分離を行って脱窒処
理水を得る。沈殿槽において分離した汚泥の一部は、硝
化槽へ返送する。図２は、本発明方法の鉄接触処理工程
の一態様の工程系統図である。pH調整槽９において、脱
窒処理水に塩酸を注入してpHを５以下に調整する。pH調
整を終了した被処理水を反応槽１０に送り、鉄微粒子を
添加して鉄を２価の鉄イオンとして溶出させ、被処理水
中のセレン化合物を還元処理する。被処理水は、次いで
沈殿分離槽１１へ送り、水酸化ナトリウムを注入し、pH
を８以上に調整して鉄イオンを水酸化鉄として凝集さ
せ、固液分離により処理水を分離する。図３は、本発明
方法の鉄接触処理工程の他の態様の工程系統図である。
pH調整槽１２において、脱窒処理水に塩酸を注入してpH
を５以下に調整する。pH調整を終了した被処理水を、ポ
ンプ１３により鉄微粒子充填カラム１４に送り、鉄を２
価の鉄イオンとして溶出させ、被処理水中のセレン化合
物を還元処理する。被処理水は、次いで反応槽１５へ送
り、水酸化ナトリウムを注入し、pHを８以上に調整して
鉄イオンを水酸化鉄として凝集させる。反応槽において
鉄フロックを形成した被処理水は、次いで沈殿分離槽１
６へ送り、固液分離により処理水を分離する。本発明方
法によれば、火力発電所排水中のセレンは、凝集沈殿処
理及び生物脱窒処理の工程において５０〜７０％が除去
されるので、鉄接触処理工程における塩酸注入量及び鉄
溶出量を低減することができ、スラッジの発生量を減少
することができる。また、セレン濃度が０.１mg／リッ
トル以下の処理水を安定して得ることができる。火力発
電所排水中には、種々の汚染物質が含まれるので、その
含有物質や処理目的などに応じて、任意の工程を追加す
ることができる。例えば、ろ過などの前処理工程を設け
ることにより、排水中の除去しやすい懸濁物や汚染物の
一部を除去し、後続の工程の負荷を軽減することができ
る。また、処理工程中に、活性炭吸着、フッ素除去など
の工程を加えることができる。FIG. 1 is a process system diagram showing one embodiment of the coagulation sedimentation treatment process and the biological denitrification treatment process of the method of the present invention.
The wastewater from the thermal power plant stored in the storage tank 1 is sent to the first flocculation reaction tank 2, and a flocculant is added and stirred, and then flocs are settled and separated in the first settling tank 3. The clear water of the first settling tank is
Further, a flocculant is added in the second flocculation reaction tank 4, and flocs are settled and separated in the second settling tank 5. The coagulation-sedimentation process removes most of SS and heavy metals in the thermal power plant wastewater. The water to be treated that has undergone the coagulation-sedimentation treatment is subjected to aerobic nitrification in the nitrification tank 6, anaerobic denitrification in the denitrification tank 7, and solid-liquid separation in the precipitation tank 8 to obtain denitrification treated water. Part of the sludge separated in the settling tank is returned to the nitrification tank. FIG. 2 is a process system diagram of one embodiment of the iron contact treatment process of the method of the present invention. In the pH adjusting tank 9, hydrochloric acid is injected into the denitrification-treated water to adjust the pH to 5 or less. The water to be treated whose pH has been adjusted is sent to the reaction tank 10, iron fine particles are added to elute iron as divalent iron ions, and the selenium compound in the water to be treated is reduced. The water to be treated is then sent to the precipitation separation tank 11 and sodium hydroxide is injected to adjust the pH.
Is adjusted to 8 or more to cause iron ions to aggregate as iron hydroxide, and the treated water is separated by solid-liquid separation. FIG. 3 is a process system diagram of another embodiment of the iron contact treatment process of the method of the present invention.
In the pH adjusting tank 12, hydrochloric acid is injected into the denitrification-treated water to adjust the pH.
Is adjusted to 5 or less. The water to be treated whose pH has been adjusted is sent to the iron fine particle packed column 14 by the pump 13, and the iron
It is eluted as valent iron ions, and the selenium compound in the water to be treated is reduced. The water to be treated is then sent to the reaction tank 15, sodium hydroxide is injected, the pH is adjusted to 8 or higher, and iron ions are aggregated as iron hydroxide. The water to be treated which has formed iron flocs in the reaction tank is then separated into the sedimentation tank 1
Then, the treated water is separated by solid-liquid separation. According to the method of the present invention, 50 to 70% of selenium in the wastewater of a thermal power plant is removed in the steps of coagulation-sedimentation treatment and biological denitrification treatment. The amount of sludge generated can be reduced. Also, treated water having a selenium concentration of 0.1 mg / liter or less can be stably obtained. Since various pollutants are contained in the wastewater of a thermal power plant, an arbitrary step can be added depending on the contained substances and the purpose of treatment. For example, by providing a pretreatment step such as filtration, it is possible to remove a part of easily-removed suspensions and contaminants in the wastewater and reduce the load of the subsequent steps. In addition, steps such as activated carbon adsorption and fluorine removal can be added during the treatment step.
【００１１】[0011]
【実施例】以下に、実施例を挙げて本発明をさらに詳細
に説明するが、本発明はこれらの実施例によりなんら限
定されるものではない。 参考例１（凝集沈殿及び生物脱窒による火力発電所排水
の処理） 図１に示す工程により、火力発電所排水の処理を行っ
た。貯槽より流出する火力発電所排水は、pH６.５であ
り、ＳＳ５００mg／リットル、鉄１０mg／リットル、鉛
１.０mg／リットル、マンガン８.５mg／リットル、フッ
素５０mg／リットル、全窒素６５mg／リットル及びセレ
ン２.５mg／リットルを含有していた。この排水を第１
凝集反応槽に導き、硫酸バンド１００mg／リットル及び
アニオン性高分子凝集剤０.５mg／リットルを添加し撹
拌したのち、第１沈殿池において固液分離を行った。第
１沈殿池の上澄水を第２凝集反応槽に導き、ソーダ灰５
００mg／リットルを添加し、水酸化ナトリウムをpHが
８.５になるように添加したのち、第２沈殿池において
固液分離を行った。第２沈殿池の上澄水は、pH７.２で
あり、ＳＳ３０mg／リットル、鉄０.１mg／リットル以
下、鉛０.１mg／リットル以下、マンガン０.１mg／リッ
トル以下、フッ素３０mg／リットル、全窒素６０mg／リ
ットル及びセレン２.１mg／リットルを含有していた。
第２沈殿池の上澄水を、硝化槽及び脱窒槽へ通水処理
し、さらに沈殿槽においてＳＳを除去した。沈殿槽の汚
泥は、一部を硝化槽へ返送した。沈殿槽より上澄水とし
て流出する脱窒処理水は、pH７.５であり、ＳＳ５mg／
リットル、鉄０.１mg／リットル以下、鉛０.１mg／リッ
トル以下、マンガン０.１mg／リットル以下、フッ素１
０mg／リットル以下、全窒素１０mg／リットル及びセレ
ン０.８mg／リットルを含有していた。 参考例２（凝集沈殿及び生物脱窒による火力発電所排水
の処理） 参考例１と同様にして、pH６.５であり、ＳＳ１５０mg
／リットル、鉄２９mg／リットル、鉛０.１mg／リット
ル、マンガン８.５mg／リットル、フッ素２００mg／リ
ットル、全窒素５０mg／リットル及びセレン０.６９mg
／リットルを含有する火力発電所排水の処理を行った。
第２沈殿池の上澄水は、pH７.０であり、ＳＳ１０mg／
リットル、鉄０.１mg／リットル以下、鉛０.１mg／リッ
トル以下、マンガン０.１mg／リットル以下、フッ素３
０mg／リットル、全窒素４８mg／リットル及びセレン
０.２１mg／リットルを含有していた。脱窒処理水は、p
H７.５であり、ＳＳ１０mg／リットル、鉄０.１mg／リ
ットル以下、鉛０.１mg／リットル以下、マンガン０.１
mg／リットル以下、フッ素１０mg／リットル以下、全窒
素１５mg／リットル及びセレン０.１６mg／リットルを
含有していた。参考例１及び参考例２の結果から分かる
ように、凝集沈殿処理及び生物脱窒処理の組み合わせの
みによっては、処理水中のセレン濃度を規制値である
０.１mg／リットル以下とすることは困難である。 実施例１ 参考例１で得られた、pH７.５でセレン０.８mg／リット
ルを含有する脱窒素処理水を、さらに図２に示す工程に
よって処理した。脱窒処理水１リットルに、塩酸３００
mg／リットルを注入してpH２.５に調整したのち、１０
０メッシュ鉄微粒子１０ｇを添加し、３００rpmで３０
分間撹拌した。鉄の溶出量は、１８０mg／リットルであ
った。その後、水酸化ナトリウム５００mg／リットルを
注入してpH９とし、３００rpmで３０分間撹拌し凝集処
理を行った。上澄水に塩酸を加えて中和したのちの処理
水は、pH７.１であり、ＳＳ５mg／リットル以下、鉄０.
１mg／リットル以下、鉛０.１mg／リットル以下、マン
ガン０.１mg／リットル以下、フッ素１０mg／リットル
以下、全窒素１０mg／リットル及びセレン０.０４mg／
リットルを含有していた。 実施例２ 参考例２で得られた、pH７.５でセレン０.１６mg／リッ
トルを含有する脱窒素処理水を、さらに図２に示す工程
によって処理した。脱窒素処理水に、塩酸１８０mg／リ
ットルを注入してpH３に調整したのち、１００メッシュ
鉄微粒子１０ｇを添加し、３００rpmで３０分間撹拌し
た。鉄の溶出量は、１００mg／リットルであった。その
後、水酸化ナトリウム３５０mg／リットルを注入してpH
９とし、３００rpmで３０分間撹拌し凝集処理を行っ
た。上澄水を塩酸を加えて中和したのちの処理水は、pH
７.０であり、セレン０.０４mg／リットルを含有してい
た。 実施例３ 参考例１で得られた脱窒処理水を、さらに図３に示す工
程により処理した。pH調整槽において、脱窒処理水に塩
酸を２５０mg／リットルを注入してpH３に調整し、この
水をポンプにより１００メッシュの鉄微粒子を充填した
カラムに上向流で通水速度ＳＶ２０hr-1で通水し、流出
する水を反応槽に導いた。鉄の溶出量は、１９０mg／リ
ットルであった。反応槽において水酸化ナトリウム３２
０mg／リットルを注入してpH９に調整し、凝集反応を行
った。その後、被処理水を沈殿分離槽に導き固液分離を
行った。上澄水に塩酸を加えて中和したのちの処理水
は、pH７.０であり、セレン０.０５mg／リットルを含有
していた。 比較例１ 参考例１の第２沈殿池上澄水を、生物脱窒処理を行うこ
となく、直接図２に示す工程によって処理した。第２沈
殿槽上澄水に、塩酸３００mg／リットルを注入してpH
２.５に調整したのち、１００メッシュ鉄微粒子１０ｇ
を添加し、３００rpmで３０分間撹拌した。鉄の溶出量
は、１８０mg／リットルであった。その後、水酸化ナト
リウム５００mg／リットルを注入してpH９とし、３００
rpmで３０分間撹拌し凝集処理を行った。上澄水に塩酸
を加えて中和したのちの処理水は、pH７.５であり、Ｓ
Ｓ５mg／リットル以下、鉄０.１mg／リットル以下、鉛
０.１mg／リットル以下、マンガン０.１mg／リットル以
下、フッ素１５mg／リットル、全窒素６０mg／リットル
及びセレン０.３mg／リットルを含有していた。 比較例２ 参考例１で得られた脱窒素処理水に、硫酸第一鉄５００
mg／リットルを注入し、次いで塩酸３００mg／リットル
を注入してpH２.５に調整したのち、３００rpmで３０分
間撹拌した。注入した鉄の量は、１８４mg／リットルに
相当する。さらに、水酸化ナトリウム１,０００mg／リ
ットルを注入してpH９とし、３００rpmで３０分間撹拌
し凝集処理を行った。上澄水に塩酸を加えて中和したの
ちの処理水は、pH７.０であり、セレン０.４mg／リット
ルを含有していた。 比較例３ 参考例２で得られた脱窒素処理水に、硫酸第一鉄５００
mg／リットルを注入し、次いで塩酸２００mg／リットル
を注入してpH３に調整したのち、３００rpmで３０分間
撹拌した。注入した鉄の量は、１８４mg／リットルに相
当する。さらに、水酸化ナトリウム５００mg／リットル
を注入してpH９とし、３００rpmで３０分間撹拌し、凝
集処理を行った。上澄水に塩酸を加えて中和したのちの
処理水は、pH７.１であり、セレン０.１２mg／リットル
を含有していた。 比較例４ 参考例２で得られた脱窒素処理水に、塩化第二鉄５００
mg／リットルを注入し、次いで塩酸２００mg／リットル
を注入してpH３に調整したのち、３００rpmで３０分間
撹拌した。注入した鉄の量は、１７２mg／リットルに相
当する。さらに、水酸化ナトリウム５００mg／リットル
を注入してpH９とし、３００rpmで３０分間撹拌し、凝
集処理を行った。上澄水に塩酸を加えて中和したのちの
処理水は、pH６.８であり、セレン０.１４mg／リットル
を含有していた。参考例１、実施例１及び比較例１の結
果を、まとめて第１表に示す。EXAMPLES The present invention will be described in more detail with reference to the following Examples, which should not be construed as limiting the present invention. Reference Example 1 (Treatment of thermal power plant wastewater by coagulation sedimentation and biological denitrification) The thermal power plant wastewater was treated by the process shown in FIG. The thermal power plant wastewater flowing out of the storage tank has a pH of 6.5, SS 500 mg / liter, iron 10 mg / liter, lead 1.0 mg / liter, manganese 8.5 mg / liter, fluorine 50 mg / liter, total nitrogen 65 mg / liter and It contained 2.5 mg / l of selenium. This drainage is first
The solution was introduced into a flocculation reaction tank, 100 mg / liter of a sulfuric acid band and 0.5 mg / liter of an anionic polymer flocculant were added and stirred, and then solid-liquid separation was carried out in the first settling tank. The supernatant water of the first settling tank is led to the second coagulation reaction tank, and the soda ash
00 mg / liter was added, and sodium hydroxide was added to adjust the pH to 8.5, and then solid-liquid separation was performed in the second settling tank. The supernatant water of the second sedimentation tank has a pH of 7.2, SS 30 mg / liter, iron 0.1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1 mg / liter or less, fluorine 30 mg / liter, total nitrogen 60 mg / liter. It contained liters and selenium 2.1 mg / liter.
The supernatant water of the second settling tank was passed through a nitrification tank and a denitrification tank, and SS was removed in the settling tank. Part of the sludge in the settling tank was returned to the nitrification tank. The denitrification treated water flowing out from the settling tank as supernatant water has a pH of 7.5 and SS5mg /
Liter, iron 0.1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1 mg / liter or less, fluorine 1
It contained below 0 mg / l, total nitrogen 10 mg / l and selenium 0.8 mg / l. Reference Example 2 (Treatment of thermal power plant wastewater by coagulation sedimentation and biological denitrification) In the same manner as in Reference Example 1, pH is 6.5 and SS150 mg
/ Liter, iron 29 mg / liter, lead 0.1 mg / liter, manganese 8.5 mg / liter, fluorine 200 mg / liter, total nitrogen 50 mg / liter and selenium 0.69 mg
Thermal power plant wastewater containing 1 / liter was treated.
The supernatant water of the second sedimentation tank has a pH of 7.0 and SS10 mg /
Liter, iron 0.1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1 mg / liter or less, fluorine 3
It contained 0 mg / l, total nitrogen 48 mg / l and selenium 0.21 mg / l. Denitrifying water is p
H7.5, SS 10 mg / liter, iron 0.1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1
It contained not more than mg / l, fluorine not more than 10 mg / l, total nitrogen 15 mg / l and selenium 0.16 mg / l. As can be seen from the results of Reference Example 1 and Reference Example 2, it is difficult to set the selenium concentration in the treated water to the regulated value of 0.1 mg / liter or less only by the combination of the coagulation sedimentation treatment and the biological denitrification treatment. is there. Example 1 The denitrified water obtained in Reference Example 1 containing 0.8 mg / l of selenium at pH 7.5 was further treated by the steps shown in FIG. Hydrochloric acid 300 in 1 liter of denitrification treated water
After injecting mg / l to adjust pH to 2.5, 10
Add 10 g of 0 mesh iron fine particles and add 30 at 300 rpm.
Stirred for minutes. The elution amount of iron was 180 mg / liter. Then, sodium hydroxide (500 mg / liter) was added to adjust the pH to 9, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes to perform a coagulation treatment. The treated water after the neutralization by adding hydrochloric acid to the supernatant water has a pH of 7.1, SS 5 mg / liter or less, and iron 0.1.
1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1 mg / liter or less, fluorine 10 mg / liter or less, total nitrogen 10 mg / liter and selenium 0.04 mg / liter
It contained liters. Example 2 The denitrified water obtained in Reference Example 2 containing 0.16 mg / liter of selenium at pH 7.5 was further treated by the steps shown in FIG. After 180 mg / liter of hydrochloric acid was added to denitrified water to adjust the pH to 3, 10 g of 100 mesh iron fine particles were added, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes. The elution amount of iron was 100 mg / liter. After that, inject sodium hydroxide 350mg / l and adjust the pH.
It was set to 9, and it stirred at 300 rpm for 30 minutes, and performed the aggregation process. After the supernatant water has been neutralized by adding hydrochloric acid, the pH of the treated water is
It was 7.0 and contained 0.04 mg / l of selenium. Example 3 The denitrification treated water obtained in Reference Example 1 was further treated by the steps shown in FIG. In the pH adjusting tank, 250 mg / liter of hydrochloric acid was injected into denitrification-treated water to adjust the pH to 3, and the water was pumped up to a column filled with 100-mesh iron fine particles at an upward flow rate of SV 20 hr -1 . Water was passed and the water flowing out was led to the reaction tank. The amount of iron eluted was 190 mg / liter. Sodium hydroxide 32 in the reaction tank
The pH was adjusted to 9 by injecting 0 mg / liter, and the agglutination reaction was performed. Then, the water to be treated was introduced into a sedimentation separation tank for solid-liquid separation. The treated water after adding hydrochloric acid to the supernatant water to neutralize it had a pH of 7.0 and contained 0.05 mg / l of selenium. Comparative Example 1 The second settling tank supernatant water of Reference Example 1 was directly treated by the process shown in FIG. 2 without performing biological denitrification treatment. 300 mg / liter of hydrochloric acid was added to the supernatant water of the second settling tank to adjust the pH.
After adjusting to 2.5, 100g iron fine particles 10g
Was added and stirred at 300 rpm for 30 minutes. The elution amount of iron was 180 mg / liter. Then, inject 500 mg / liter of sodium hydroxide to adjust to pH 9 and adjust to 300
Agitation was performed by stirring at rpm for 30 minutes. The treated water after adding hydrochloric acid to the supernatant water to neutralize it has a pH of 7.5, and S
Contains S5 mg / liter or less, iron 0.1 mg / liter or less, lead 0.1 mg / liter or less, manganese 0.1 mg / liter or less, fluorine 15 mg / liter, total nitrogen 60 mg / liter and selenium 0.3 mg / liter. It was Comparative Example 2 Ferrous sulfate 500 was added to the denitrification treated water obtained in Reference Example 1.
After injecting mg / l, 300 mg / l of hydrochloric acid was added to adjust the pH to 2.5, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes. The amount of iron injected corresponds to 184 mg / l. Further, 1,000 mg / liter of sodium hydroxide was added to adjust the pH to 9, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes to perform a coagulation treatment. The treated water after adding hydrochloric acid to the supernatant water to neutralize it had a pH of 7.0 and contained 0.4 mg / liter of selenium. Comparative Example 3 Ferrous sulfate 500 was added to the denitrified water obtained in Reference Example 2.
After injecting mg / l, 200 mg / l of hydrochloric acid was added to adjust the pH to 3, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes. The amount of iron injected corresponds to 184 mg / l. Further, sodium hydroxide (500 mg / liter) was added to adjust the pH to 9, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes to carry out a coagulation treatment. The treated water after adding hydrochloric acid to the supernatant water to neutralize it had a pH of 7.1 and contained 0.12 mg / l of selenium. Comparative Example 4 Ferric chloride 500 was added to the denitrification treated water obtained in Reference Example 2.
After injecting mg / l, 200 mg / l of hydrochloric acid was added to adjust the pH to 3, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes. The amount of iron injected corresponds to 172 mg / l. Further, sodium hydroxide (500 mg / liter) was added to adjust the pH to 9, and the mixture was stirred at 300 rpm for 30 minutes to carry out a coagulation treatment. The treated water after adding hydrochloric acid to the supernatant water to neutralize it had a pH of 6.8 and contained 0.14 mg / l of selenium. The results of Reference Example 1, Example 1 and Comparative Example 1 are summarized in Table 1.
【００１２】[0012]
【表１】 [Table 1]
【００１３】第１表の結果から、凝集沈殿処理及び生物
脱窒処理による従来の火力発電所排水の処理方法によっ
ては、処理水中のセレン濃度は０.８mg／リットルまで
しか低下せず、実施例１のごとく、脱窒処理水に塩酸を
注入してpH５以下として鉄と接触させ、さらに凝集沈殿
及び固液分離を行う本発明方法によって、はじめて処理
水中のセレン濃度を規制値である０.１mg／リットル以
下とすることが可能となることが分かる。また、凝集沈
殿処理後に生物脱窒処理を行うことなく、pH５以下での
鉄接触を行った比較例１では、セレン濃度は０.３mg／
リットルまでしか低下せず、凝集沈殿処理、生物脱窒処
理及びpH５以下での鉄接触の組み合わせが、処理水中の
セレン濃度を低減するために有効であることが分かる。
実施例１、実施例３及び比較例２について、処理水中の
セレン濃度及び処理に使用した鉄の量をまとめて第２表
に示す。From the results shown in Table 1, the selenium concentration in the treated water decreased only to 0.8 mg / liter depending on the conventional method for treating wastewater from a thermal power plant by coagulating sedimentation treatment and biological denitrification treatment. 1, the hydrochloric acid is injected into denitrification-treated water to adjust the pH to 5 or less and brought into contact with iron, and then the selenium concentration in the treated water is regulated to 0.1 mg by the method of the present invention in which coagulation sedimentation and solid-liquid separation are performed. It can be seen that it is possible to reduce the amount to less than 1 liter / liter. Further, in Comparative Example 1 in which iron contact was performed at pH 5 or less without performing biological denitrification treatment after coagulation sedimentation treatment, the selenium concentration was 0.3 mg /
It can be seen that the combination of coagulation sedimentation treatment, biological denitrification treatment and iron contact at pH 5 or less is effective for reducing the selenium concentration in the treated water, since it decreases to only 1 liter.
For Example 1, Example 3 and Comparative Example 2, the selenium concentration in the treated water and the amount of iron used for the treatment are summarized in Table 2.
【００１４】[0014]
【表２】 [Table 2]
【００１５】第２表の結果から、脱窒処理水を鉄微粒子
と接触させる本発明方法によれば、鉄微粒子との接触が
反応槽内である実施例１においても、鉄微粒子との接触
が充填カラムである実施例３においても、セレン濃度は
０.８mg／リットルから規制値である０.１mg／リットル
以下まで低下しているのに対して、硫酸第一鉄を添加し
た比較例２においては、鉄分として同じ量を使用してい
るにもかかわらず、セレン濃度は０.４mg／リットルま
でしか低下せず、脱窒処理水を鉄と接触させる本発明方
法がセレン濃度の低下に有効であることが分かる。実施
例２、比較例３及び比較例４について、処理水中のセレ
ン濃度及び処理に使用した鉄の量をまとめて第３表に示
す。From the results shown in Table 2, according to the method of the present invention in which the denitrification-treated water is contacted with the iron fine particles, the contact with the iron fine particles can be achieved even in Example 1 in which the contact with the iron fine particles is in the reaction tank. Also in Example 3 which is a packed column, the selenium concentration is decreased from 0.8 mg / liter to 0.1 mg / liter or less which is the regulation value, whereas in Comparative Example 2 in which ferrous sulfate is added. Despite using the same amount of iron, the selenium concentration decreases only to 0.4 mg / liter, and the method of the present invention in which denitrification treated water is contacted with iron is effective in reducing the selenium concentration. I know there is. For Example 2, Comparative Example 3 and Comparative Example 4, the selenium concentration in the treated water and the amount of iron used for the treatment are summarized in Table 3.
【００１６】[0016]
【表３】 [Table 3]
【００１７】第３表の結果から、脱窒処理水を鉄微粒子
と接触させる本発明方法によれば、セレン濃度は０.１
６mg／リットルから規制値である０.１mg／リットル以
下に低下しているのに対して、硫酸第一鉄又は塩化第二
鉄を使用した比較例においては、鉄分の使用量が多いに
もかかわらず、セレン濃度は０.１２〜０.１４mg／リッ
トルまでしか低下せず、脱窒処理水を鉄と接触させる本
発明方法がセレン濃度の低下に有効であることが分か
る。From the results shown in Table 3, according to the method of the present invention in which denitrification-treated water is contacted with iron fine particles, the selenium concentration is 0.1.
In contrast to the regulated value of 6 mg / liter to 0.1 mg / liter or less, in the comparative example using ferrous sulfate or ferric chloride, although the iron content was large, However, the selenium concentration decreases only to 0.12 to 0.14 mg / liter, and it can be seen that the method of the present invention in which the denitrification-treated water is brought into contact with iron is effective in reducing the selenium concentration.
【００１８】[0018]
【発明の効果】本発明方法によれば、火力発電所排水中
に含まれるセレンを効率的に除去し、セレンの規制値で
ある０.１mg／リットル以下の処理水を安定して得るこ
とができる。また、凝集剤、pH調整剤などの薬剤使用量
が少なく、経済的に火力発電所排水の処理を行うことが
できる。EFFECTS OF THE INVENTION According to the method of the present invention, selenium contained in waste water of a thermal power plant can be efficiently removed, and treated water having a selenium regulation value of 0.1 mg / liter or less can be stably obtained. it can. In addition, the amount of chemicals such as coagulant and pH adjuster used is small, and the wastewater from thermal power plants can be economically treated.
【図１】図１は、本発明方法の凝集沈殿処理工程及び生
物脱窒処理工程の一態様を示す工程系統図である。FIG. 1 is a process system diagram showing one embodiment of a coagulation sedimentation treatment process and a biological denitrification treatment process of the method of the present invention.
【図２】図２は、本発明方法の鉄接触処理工程の一態様
の工程系統図である。FIG. 2 is a process system diagram of one embodiment of the iron contact treatment process of the method of the present invention.
【図３】図３は、本発明方法の鉄接触処理工程の他の態
様の工程系統図である。FIG. 3 is a process system diagram of another embodiment of the iron contact treatment process of the method of the present invention.
１ 貯槽 ２ 第１凝集反応槽 ３ 第１沈殿池 ４ 第２凝集反応槽 ５ 第２沈殿池 ６ 硝化槽 ７ 脱窒槽 ８ 沈殿槽 ９ pH調整槽 １０ 反応槽 １１ 沈殿分離槽 １２ pH調整槽 １３ ポンプ １４ 鉄微粒子充填カラム １５ 反応槽 １６ 沈殿分離槽 1 Storage tank 2 1st flocculation reaction tank 3 1st precipitation tank 4 2nd flocculation reaction tank 5 2nd precipitation tank 6 Nitrification tank 7 Denitrification tank 8 Precipitation tank 9 pH adjustment tank 10 Reaction tank 11 Precipitation separation tank 12 pH adjustment tank 13 Pump 14 Iron fine particle packed column 15 Reaction tank 16 Precipitation separation tank
───────────────────────────────────────────────────── フロントページの続き (51)Int.Cl.6 識別記号 庁内整理番号 ＦＩ 技術表示箇所 Ｃ０２Ｆ 1/58 Ｃ０２Ｆ 1/58 Ｈ (72)発明者 武藤 憲一 東京都中央区銀座六丁目15番１号 電源開 発株式会社内 (72)発明者 生越 勤 東京都新宿区西新宿３丁目４番７号 栗田 工業株式会社内 (72)発明者 鶴丸 陽佳 東京都新宿区西新宿３丁目４番７号 栗田 工業株式会社内─────────────────────────────────────────────────── ─── Continuation of the front page (51) Int.Cl. 6 Identification number Internal reference number FI technical display location C02F 1/58 C02F 1/58 H (72) Inventor Kenichi Muto 6-15 Ginza, Chuo-ku, Tokyo No. 1 power supply development company (72) Inventor Tsuyoshi Ogoshi 3-4-7 Nishishinjuku, Shinjuku-ku, Tokyo Kurita Kogyo Co., Ltd. (72) Inventor Haruka Tsurumaru 3-chome, Nishishinjuku, Shinjuku-ku, Tokyo No. 7 Kurita Industry Co., Ltd.
Claims (1)
脱窒処理を行ったのち、脱窒処理水に塩酸を注入してpH
５以下に調整して鉄と接触させ、さらに凝集沈殿及び固
液分離を行うことを特徴とする火力発電所排水の処理方
法。1. The wastewater of a thermal power plant is subjected to coagulation sedimentation treatment and biological denitrification treatment, and then hydrochloric acid is injected into the denitrification treated water to adjust the pH.
A method for treating wastewater from a thermal power plant, which comprises adjusting to 5 or less and contacting with iron, and further performing coagulation sedimentation and solid-liquid separation.
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