(57)【特許請求の範囲】
【請求項１】
有機性廃水中の有機物を、脱共役剤の存在下に微生物の作用で好気的に除去する生物学的処理方法において、
該廃水中の有機物を微生物の菌体内に摂取させる有機物摂取工程と、有機物を摂取した微生物を自己消化させる自己消化工程とを有し、該自己消化工程を該有機物摂取工程と異なるｐＨ条件下で行う方法であって、
該有機物摂取工程をｐＨ５〜６．５の範囲で行い、該自己消化工程をｐＨ７〜９の範囲で行うことを特徴とする有機性廃水の生物学的処理方法。
【請求項２】
請求項１の方法において、該自己消化工程で保持するＶＳＳは、有機物摂取工程と自己消化工程で保持するＶＳＳの合計に対して８０％以上であることを特徴とする有機性廃水の生物学的処理方法。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、下水、各種産業廃水等の有機性廃水中の有機物を低減して廃水を浄化するための生物学的処理方法に関する。
【背景技術】
【０００２】
下水、各種産業廃水等の有機性廃水中の有機物を効率的に除去する技術として、活性汚泥法に代表される生物処理法がよく用いられる。生物処理法においては、廃水中の有機物の３０〜８０％程度は酸化分解され、二酸化炭素と水などの無機物となって無害化される。一方、残る２０〜７０％の有機物は微生物の菌体に合成され、大部分は余剰汚泥として系外へ引き抜かれ、一部は処理水中に懸濁物質（ＳＳ）として流出する。
【０００３】
余剰汚泥は通常懸濁物質濃度として５〜２０ｇ／Ｌのスラリーであるが、これは必要に応じて更に濃縮された後、高分子凝集剤などによって凝集され、脱水機で脱水されて含水率７０〜８６％程度の脱水ケーキとし、産業廃棄物として処分される。この脱水操作の前に、好気消化や嫌気消化といったプロセスで汚泥の減量化が図られることもある。また、脱水ケーキは焼却により更に減量された後、処分される場合もある。また、脱水ケーキとした後に堆肥化され、肥料として利用されたり、緑農地還元される場合もある。
【０００４】
また、近年では、余剰汚泥に対してオゾン処理などの改質処理を施し、生分解性を向上させた後に再度曝気槽に返送するか、他の好気消化槽又は嫌気消化槽に送給して更に生物処理し、余剰汚泥を極力無機物にまで分解する工夫もなされている。
【０００５】
このように、有機性廃水の生物処理で発生する余剰汚泥の廃棄のためには種々の方法で処理・処分する必要があり、手間とコストがかかるために、極力余剰汚泥を排出しないプロセスが望まれている。
【０００６】
余剰汚泥の排出量を極力少なくするための別の方法として、脱共役剤の使用が一部で検討されている。この脱共役剤の作用機構は次の通りである。
【０００７】
廃水中の有機物を利用して微生物が増殖するためには、菌体を構成する材料としての有機物に加え、これを加工するためのエネルギーが必要である。菌体合成のためのエネルギー源としては、主に有機物を酸化して得られたエネルギーを利用して生成される高エネルギー化合物である、アデノシン三りん酸（ＡＴＰ）が用いられるとされている。
【０００８】
更に詳細には、有機物が細胞内で酸化されるときのエネルギーにより、細胞内のＨ＋が細胞膜の外側に汲み出される。細胞膜は通常Ｈ＋を殆ど透過しないため、細胞内外においてＨ＋濃度勾配及び電位勾配が形成される。このように細胞外に汲み出されたＨ＋は細胞膜の内外を貫くＡＴＰ合成酵素を通じて再び細胞内に取り込まれるが、その際にＨ＋が流入する時のエネルギーを利用してＡＴＰ合成酵素はＡＴＰを合成する。
【０００９】
即ち、有機物が酸化される際の化学的エネルギーは、一度細胞膜内外のＨ＋濃度勾配という形に変換された後、ＡＴＰという高エネルギー化合物に変換されている。このＡＴＰの持つエネルギーを利用して、取り込んだ有機物の一部を変換し、菌体成分を合成して菌体が増殖する結果、余剰菌体が生じて廃棄物となっている。
【００１０】
脱共役剤とは、ＡＴＰ合成酵素を介さずにＨ＋を細胞膜外から細胞膜内に運搬し、Ｈ＋濃度勾配を解消する作用を持つ薬剤である。
【００１１】
このため、脱共役剤の存在下では、有機物の酸化は通常通り進行し、Ｈ＋が細胞外に汲み出されるが、このＨ＋の大部分は脱共役剤の作用によりＡＴＰ合成酵素を経由せずに再び細胞内に戻ってきてしまうため、ＡＴＰの生成量が減少する。この結果、菌体合成のための十分量のＡＴＰが得にくくなり、菌体の生成量は低減し、余剰汚泥の発生量も少なくなると考えられる。
【発明の開示】
【発明が解決しようとする課題】
【００１２】
余剰汚泥の発生量を低減するための工夫としては、前述のように好気消化や嫌気消化、脱水ケーキの焼却、更には汚泥の生分解性向上などが挙げられるが、いずれも大きな敷地面積が必要になり、運転管理が煩雑になる問題がある。更にプロセスによっては、例えば焼却であれば燃焼のための補助燃料や排ガス対策などのためにコストが増加したり、オゾン処理による汚泥の改質法などではオゾン処理のコストが増加するなどの問題もある。
【００１３】
このような問題を回避するために、余剰汚泥の発生量そのものを抑制する技術として脱共役剤の利用が望まれているが、未だ実験室レベルの検討に留まっており、実用化には到っていない。
【００１４】
本発明は脱共役剤の持つ問題点を解消し、これを実用化するための技術を提供するものであり、有機物摂取工程中の有機物を脱共役剤の存在下に微生物の作用で好気的に除去することにより、汚泥発生量を効果的に低減する有機性廃水の生物学的処理方法を提供することを目的とする。
【課題を解決するための手段】
【００１５】
本発明者の検討により、短期間の回分試験では脱共役剤の添加により汚泥発生量の低下が認められるが、連続試験では汚泥発生量の低下が認められず、しかもこの連続試験に用いた汚泥で再び回分試験を行うと、脱共役剤の有無は汚泥発生量に影響を与えないことが明らかとなった。これは、連続試験を行う間に汚泥の性質が変化し、脱共役剤への耐性を獲得したことによるものと考えられた。
【００１６】
そこで、本発明者は、脱共役剤への耐性を獲得した汚泥に対しても、脱共役剤により効果的に汚泥発生量を低減できる方法を提供するべく更に検討した結果、ｐＨ５．５付近では後述する「真の収率」が低減すること、しかしこの条件では自己消化速度が低下し、汚泥発生量の顕著な低減は期待できないことを知見し、有機物摂取工程と自己消化工程とを異なるｐＨ条件で行うことにより、真の収率の低減と自己消化による発生汚泥量の低減とが可能であることを見出し、本発明を完成させた。
【００１７】
即ち、本発明は、有機性廃水中の有機物を、脱共役剤の存在下に微生物の作用で好気的に除去する生物学的処理方法において、該廃水中の有機物を微生物の菌体内に摂取させる有機物摂取工程と、有機物を摂取した微生物を自己消化させる自己消化工程とを有し、該自己消化工程を該有機物摂取工程と異なるｐＨ条件下で行う方法であって、該有機物摂取工程をｐＨ５〜６．５の範囲で行い、該自己消化工程をｐＨ７〜９の範囲で行うことを特徴とする。
【００１９】
なお、ここで、「真の収率」とは、細菌が有機物を摂取して菌体成分とするときの収率であり、菌体の自己消化を考慮に入れない収率である。通常、活性汚泥中では５〜３０日程度、汚泥が滞留し、その間に自己消化が進行するため、実際の汚泥転換率は真の収率の１／４から１／２程度となる。
【００２０】
このような真の収率の概念は、例えば次の文献にある活性汚泥の数学モデルＡＳＭ  Ｎｏ．１〜Ｎｏ．３などにも見られる。
M.Henze,  W.Gujer,  T.Mino,  M.C.M.  van  Loosdrecht著、"Activated  sludge  models  ASM1,  ASM2,  ASM2d  and  ASM3.  IWA  Scientific  and  Technical  Report  No9,2000"、IWA  Publishing出版
一方、自己消化速度はｐＨ８．５付近で最大であったが、この条件では真の収率は増加し、やはり汚泥発生量の顕著な低減は期待できないことが分かった。
【００２１】
そこで、有機物が菌体に摂取される反応は比較的速く起きることから、主にこの反応が生じている時のみ、真の収率を低減するべくｐＨを５．５付近とし、その後に生ずる自己消化ではｐＨを８．５付近とすることで自己消化速度を高めることにより、汚泥発生量を低減できると考えられた。実際に本発明者がこのような条件で脱共役剤を適用したところ、明らかに汚泥発生量が低減した。
【００２２】
このように、本発明は、脱共役剤に対して耐性を獲得した汚泥であっても、有機物摂取工程と自己消化工程とでそれぞれ汚泥発生量の低減に適したｐＨがあることを見出したことによってなされたものである。
【００２３】
なお、脱共役剤を投与していない通常の活性汚泥に対しては、真の収率や自己消化速度はｐＨの影響を殆ど受けない。従って、このようなｐＨの影響は、脱共役剤を使用した場合に特有の現象であると考えられる。
【００２４】
このように脱共役剤の存在により、汚泥がｐＨ変化に対して敏感に性質を変えることに関して、詳細なメカニズムは明らかではないが、脱共役剤はその性質上、細胞膜内外のＨ＋濃度を均一にする働きがあることは先述の通りであり、脱共役剤が存在しなければ、細胞膜はＨ＋非透過性のため、外部のｐＨ変化の影響を受けにくいが、脱共役剤の存在下に外部環境のｐＨが変動すると、細胞内のｐＨが変動したり、それに伴って細胞の代謝が何らかの変化を起こすものと考えられる。即ち、このように汚泥の代謝に対する外部ｐＨの影響が大きくなる現象は、脱共役作用をもつ薬剤に共通の作用である可能性が高い。
【発明の効果】
【００２５】
本発明の有機性廃水の生物学的処理方法によれば、脱共役剤を単純に添加しただけでは汚泥発生量低減効果が極めて低いという問題を改善し、脱共役剤により汚泥発生量の大幅な低減効果を得ることができる。
【００２６】
本発明の方法は、脱共役剤を用いてｐＨを制御するのみで設備に大幅な変更を加えたり、新たなプロセスを付け加えて運転操作を煩雑にしたりすることなく、簡易なプロセスで安価に余剰汚泥の問題を解決することができ、廃水処理コスト削減、作業性改善、廃棄物削減に多大な効果を奏する。
【発明を実施するための最良の形態】
【００２７】
以下に本発明の有機性廃水の生物学的処理方法の好ましい実施の形態を詳細に説明する。
【００２８】
本発明で用いる脱共役剤としては特に制限はなく、従来公知の脱共役剤いずれにも適用することができる。実用的には、少量の添加量で脱共役効果を発揮する、カルボニルシアニド-m-クロロフェニルヒドラゾンやカルボニルシアニド-p-トリフルオロメトキシフェニルヒドラゾンなどのカルボニルシアニドフェニルヒドラゾン誘導体、2,6-ジ-t-ブチル-4-(2',2'-ジシアノビニル)フェノールなどのフェノール誘導体、3-クロロ-N-(3-クロロ-2,6-ジニトロ-4-(トリフルオロメチル)フェニル)-5-(トリフルオロメチル)-2-ピリジンアミンなどのN-フェニルピリジナミン誘導体、2'-クロロ-2,4-ジニトロ-5',6-ジ(トリフルオロメチル)ジフェニルアミンなどのジアリルアミン誘導体、サリチルアニリド誘導体、2-（トリフルオロメチル）-4,5,6,7-テトラクロロベンズイミダゾールなどのベンズイミダゾール誘導体などが挙げられる。特に、N-フェニルピリジナミン誘導体、なかでも3-クロロ-N-(3-クロロ-2,6-ジニトロ-4-(トリフルオロメチル)フェニル)-5-(トリフルオロメチル)-2-ピリジンアミンやその類似体が、汚泥発生量低減効果が高く、適している。
【００２９】
原水（有機性廃水）への脱共役剤の添加量は、用いる脱共役剤の種類や適用条件により大きく異なるが、通常０．０１〜１００ｍｇ／Ｌの範囲で添加され、特に０．０５〜２０ｍｇ／Ｌ、更に望ましくは０．１〜５ｍｇ／Ｌで効果の認められるものが選ばれる。脱共役剤の添加量が多すぎると、薬剤費が嵩む他に、それ自体が廃水のＣＯＤ値を上昇させて汚濁物質となったり、特有の臭気を発生させたり、環境、特に水生生物へ悪影響を与える原因となったりするため、好ましくない。一方、脱共役剤の添加量が少なすぎると、得られる汚泥発生量低減効果も少ない場合が多い。
【００３０】
脱共役剤を添加する位置は、生物処理の最も上流側が望ましい。これは、脱共役剤はその性質上、微生物が有機物を摂取・分解する際に最も効果を発揮するものであり、既に生成してしまった菌体を減少させる効果は少ないと考えられるためである。従って、本発明においても、自己消化工程における脱共役剤濃度よりも、有機物摂取工程における脱共役剤濃度の方が比較的重要であり、脱共役剤は有機物摂取工程或いはその上流側で添加することが好ましい。
【００３１】
なお、一般に生物処理の上流側には調整槽が設置されることが多く、ここで攪拌のために曝気を行うことも多い。調整槽での滞留時間が長いと、調整槽で廃水中の有機物の一部が菌体に転換されることがあり、この場合、後段の生物処理で脱共役剤を添加しても、前述の理由により脱共役剤による汚泥発生量低減効果が低いことがある。従って、このような場合には、調整槽にも脱共役剤の少なくとも一部を添加することが望ましい。
【００３２】
本発明においては、このような脱共役剤の存在下での生物処理において、有機物摂取工程とその後段の自己消化工程とを異なるｐＨ条件下に行う。
【００３３】
ここで、有機物摂取工程のｐＨは５〜６．５の範囲、特に５．５〜６．０の範囲が良い。一方、自己消化工程のｐＨは７．０〜９．０、特に７．５〜８．６の範囲が良い。
【００３４】
有機物摂取工程のｐＨが上記範囲より低い場合には有機物摂取工程において十分に有機物（溶解性ＢＯＤ）の摂取が行われず、残留した有機物は後段の自己消化工程で摂取されることになり、十分な効果を得ることができない。ｐＨが高すぎる場合、例えばｐＨ９．５以上でも同様の理由で高い効果を得られない。ｐＨが中性付近の場合には、このような有機物摂取工程における有機物除去率の悪化は生じにくいが、ｐＨが上記範囲を外れると先述のように汚泥が脱共役剤に対して耐性を獲得する効果により、真の収率を低減される効果が薄れ、本発明による汚泥発生量低減効果を十分に得ることができない。また、自己消化工程のｐＨが上記範囲よりも高くても低くても自己消化速度を高めることができず、本発明による汚泥発生量低減効果を十分に得ることができない。
【００３５】
有機物摂取工程及び自己消化工程のｐＨ調整は公知のいずれの方法を用いても良い。ｐＨの調整は、酸又はアルカリのｐＨ調整剤を添加する他、ｐＨを下げる方法として、微生物による酸生成反応や硝化反応を利用しても良く、ｐＨを上げる方法として微生物による有機酸の分解反応や脱窒反応、脱アミノ反応などを利用しても良い。
【００３６】
本発明において、微生物が廃水中の有機物を菌体内に摂取する工程である有機物摂取工程では、必要な菌体濃度を保持するために、下流側に設けられるいずれかの工程（自己消化工程、沈殿槽、消化槽など）から汚泥を必要量返送するか、リアクタをケモスタット方式とするか、リアクタ内に微生物の付着した担体を保持するか、下流側から微生物の付着した担体を返送することが好ましく、これらの方式を組み合わせることもできる。
【００３７】
有機物摂取工程では、流入する溶解性ＢＯＤの６０％以上、より好ましくは８０％以上、更に好ましくは９０％以上が除去されるように菌体を保持するのが望ましい。この条件を達成するためには、微生物の保持方式、流入する有機物の種類、水温、その他の条件にもよるが、例えば有機物摂取工程で保持しているＶＳＳに対して、ＶＳＳ当たりの溶解性ＢＯＤ負荷を０．１〜１２ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄ、より望ましくは０．５〜６ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄ、更に望ましくは１．２〜４．０ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄとするのが良い。
【００３８】
有機物摂取工程で除去しきれない溶解性ＢＯＤは、後段の自己消化工程で除去されることになるが、自己消化工程では自己消化速度を最適とするようｐＨを調整するため、真の収率が比較的高い条件となる。この結果、自己消化工程で除去されたＢＯＤの汚泥転換率は、従来法における汚泥転換率に近い値となり、汚泥発生量が増加する。即ち、本発明の効果は主に有機物摂取工程で摂取された溶解性ＢＯＤより発生する菌体量を低減するものであるため、なるべく多い溶解性ＢＯＤを有機物摂取工程で汚泥に摂取させることが効果的である。
【００３９】
一方、有機物摂取工程で有機物を摂取した微生物を自己消化させる工程である自己消化工程では、有機物摂取槽から流出してきた菌体を一定時間滞留させ、自己消化を行わせる必要がある。通常は、後述の図１に示されるように、有機物摂取工程からの処理水をほぼ全量受け入れる自己消化槽を設け、自己消化槽の処理水は沈殿、浮上濃縮、膜分離などの手段で固液分離を行い、上澄液のみを処理水として排出し、濃縮された汚泥は有機物摂取槽や自己消化槽に返送する。
【００４０】
このようにして、有機物摂取工程と自己消化工程で保持するＶＳＳの合計量に対して、ＶＳＳ当たりのＢＯＤ負荷を０．０５〜１．０ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄ、望ましくは０．１〜０．６ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄ、更に望ましくは０．１５〜０．４ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄとするよう、それぞれの水槽容積、固液分離手段、汚泥返送率などを決定することが好ましい。また、自己消化工程で保持するＶＳＳは、有機物摂取工程と自己消化工程で保持するＶＳＳの合計量に対して、４０％以上、望ましくは６０％以上、更に望ましくは８０％以上とするのがよい。即ち、後述の図４に示されるように、有機物摂取工程で保持する汚泥の割合が増えると、有機物摂取工程における自己消化速度はそれほど速くないために、自己消化される汚泥量が減少し、汚泥発生量が増加する。
【００４１】
有機物摂取工程（有機物摂取槽）で働く微生物は、浮遊状の活性汚泥フロックを主として用いるのが好ましい。常に一定量以上の微生物を保持し、ＢＯＤ除去率を安定化させるためには、有機物摂取工程において、流動担体、又は固定担体を併用することも有効である。流動担体は後段の自己消化工程（自己消化槽）との間で循環させることもできるが、装置構造がやや複雑になり、担体の移送にもある程度の工夫が必要なため、流動担体は有機物摂取槽内に留めておく方が好ましい。この場合でも、流動担体上で増殖し、剥離した菌体は後段の自己消化槽で自己消化するため、本発明は有効である。
【００４２】
自己消化槽（自己消化工程）は、有機物摂取槽（有機物摂取工程）で有機物を摂取した微生物を自己消化させることが目的であるから、自己消化槽内に留まるような流動担体や固定担体を併用することはあまり望ましくない。即ち、これらの担体はむしろ自己消化槽内で、有機物摂取槽から流入してきた菌体を確保するためのスペースを占有し、自己消化に利用できる滞留時間を低減させ、わずかではあるが汚泥発生量の増加につながる。
【００４３】
一方、自己消化槽内は、脱共役剤を直接添加しなければ、有機物摂取槽で添加された脱共役剤が汚泥へ吸着ないし分解されることなどによって、脱共役剤濃度が低減しており、廃水の浄化が進行しやすい状況にある。即ち、脱共役剤存在下では、若干ＢＯＤ除去率やＣＯＤ除去率が劣る傾向にあるのに対して、自己消化槽内にこうした担体を設ければ、これらの担体は有機物摂取槽で直接脱共役剤の影響を受けることがないため、比較的ＢＯＤ除去能、ＣＯＤ除去能に優れた生物種が担体表面に優先してくる。更に脱共役剤の種類によっては、脱共役剤そのものの生物分解も期待できる。
【００４４】
このように、汚泥発生量低減を優先する場合には、自己消化槽内には担体を設置しない方が望ましく、一方で処理水質の向上や、処理水への脱共役剤の流出抑制を図る場合には、担体を設置した方が好ましい場合がある。
【００４５】
もちろん、設置面積やコストが許せば、自己消化工程及び固液分離工程を経た後、更に流動担体や固定担体を用いて生物処理を行うことにより、処理水ＢＯＤやＣＯＤの更なる低減や、脱共役剤濃度の低減を図ることもできる。
【００４６】
後述の図２に示す如く、自己消化工程は固液分離後の濃縮汚泥に対して設けても良く、この場合には、有機物摂取工程と固液分離工程との間の自己消化工程の容積を小型化したり、省略したりすることが可能である。有機物摂取工程と固液分離工程との間の自己消化工程の小型化ないし省略を行うと、固液分離後の処理水の溶解性ＢＯＤがやや高い値となったり、固液分離工程前の汚泥のフロック化が不十分になって処理水のＳＳ濃度がやや高い値となったりする場合があるが、処理水質の要求水準が比較的低い場合には適用可能であるし、有機物摂取工程の条件や固液分離手段を工夫することにより処理水質の悪化を最小限に抑えることもできる。
【００４７】
このように濃縮汚泥に対して自己消化槽を設ける場合、自己消化槽内の汚泥濃度を高濃度化することができるため、水槽容積を小型化し、建設費を低減することができる。また、上述の自己消化に適したｐＨとするために加えるアルカリ剤も、濃縮汚泥に対して加えた方が少量ですむため、薬剤費を低減することができる。
【００４８】
本発明において、有機物摂取工程と自己消化工程は必ずしも空間的に隔てる必要はなく、同一水槽内で時間的に切り替えても良い。即ち、有機物摂取工程ではｐＨを所定範囲内に調整すると共に廃水を流入させ、所定の溶解性ＢＯＤ除去率が得られた後に自己消化工程に適したｐＨに調整すればよい。処理条件は上述の条件が適用できる。
【００４９】
このような回分式活性汚泥に対して本法を適用する際も、自己消化工程を行う前、あるいは自己消化工程の最中に汚泥を沈降分離し、得られた上澄液を処理水として排出し、槽内に残った濃縮された汚泥に対して自己消化工程を行っても良い。このような操作を行うことで、自己消化工程において添加するアルカリ剤の量を低減することができる。
【００５０】
本発明においての有機物摂取工程及び自己消化工程は、必ずしも溶存酸素の存在下に行う必要はなく、硝酸塩や亜硝酸塩の存在下に行っても良い。特に、自己消化工程で積極的に硝酸呼吸を生じさせ、脱窒反応を進行させれば、脱窒反応でｐＨが上昇するために、外部から添加するアルカリ剤の量を低減することができ、経済的である。
【００５１】
本発明では、主に従属栄養細菌より構成される微生物を利用して有機物分解を行うが、酵母やカビなどを主体として有機物分解を行う方法においても応用することができる。
【００５２】
ところで、余剰汚泥を減らすための他の方法として、前述の如く、余剰汚泥をオゾン処理などにより易生物分解性に改質し、活性汚泥の基質として曝気槽に再投入し、生物分解を行うことで余剰汚泥を分解する手法が知られている。このような方法を用いる際も、改質汚泥を基質として新たに汚泥が増殖するため、本来の余剰汚泥発生量よりも過剰量の汚泥について改質処理を行う必要があり、コスト高の原因となっているが、このような方法に対しても本発明の方法を併用することにより、処理対象の余剰汚泥量そのものを低減するだけでなく、改質汚泥を基質として増殖する汚泥量も抑制することができ、改質に必要な汚泥量を大幅に低減することができる。そして、この結果、安価な建設費、運転費で汚泥の改質処理を行うことができるようになり、比較的安価に汚泥発生量を低減することができる。
【００５３】
特に、高い汚泥減量率を得る必要のある場合、本発明を採用しても、脱共役剤の作用のみでは所望の汚泥減量率の達成が難しいが、このような場合には、上述のような汚泥改質・基質化法と本発明の方法とを組み合わせることで、安価に高い汚泥減量率を達成することができる。
【００５４】
以下に図面を参照して本発明の有機性廃水の生物学的処理方法の実施の形態をより詳細に説明する。図１，２は本発明の有機性廃水の生物学的処理方法の実施の形態を示す系統図である。
【００５５】
図１では、有機物摂取槽１の下流側に自己消化槽２を設け、原水を有機物摂取槽１に導入し、有機物摂取槽１の流出水を自己消化槽２に導入する。この自己消化槽２の流出水を沈殿槽３で固液分離し、上澄水を処理水として系外へ排出し、分離汚泥をポンプＰで返送汚泥として有機物摂取槽１に返送する。また、自己消化槽２の汚泥を余剰汚泥として必要に応じて系外へ排出する。有機物摂取槽１には脱共役剤が添加される。また、槽内を所定のｐＨに調整するために、有機物摂取槽１には、ＨＣｌ等の酸添加手段とｐＨ計１Ａが設けられ、自己消化槽２にはＮａＯＨ等のアルカリ添加手段とｐＨ計２Ａが設けられている。この方法では、原水中の溶解性ＢＯＤは有機物摂取槽１で活性汚泥に摂取され一部が分解される。有機物摂取槽１の処理水は自己消化槽２に送給され、自己消化により汚泥が減量化される。
【００５６】
図２では、自己消化槽２を沈殿槽３の後段に設け、有機物摂取槽１の流出水を沈殿槽３で固液分離し、上澄水を処理水として系外へ排出すると共に、分離汚泥（濃縮汚泥）の一部を必要に応じて余剰汚泥として系外へ排出し、残部をポンプＰ２により自己消化槽２に送給する。自己消化槽２の流出汚泥は、一部が必要に応じて余剰汚泥として系外へ排出され、残部がポンプＰ１により返送汚泥として有機物摂取槽１に返送される。
【００５７】
図２の方法では、原水中の溶解性ＢＯＤは有機物摂取槽１で微生物に摂取され、一部分解される。その後に固液分離を行い、上澄液は処理水として排出され、汚泥は濃縮されて自己消化槽２へ送られる。自己消化槽２では自己消化に適したｐＨとするため、ｐＨコントローラと連動しながらアルカリ剤（図ではＮａＯＨ水溶液）が投入されるが、汚泥濃度は図１のフローに比べて１．５〜７倍程度に濃縮されており、このためアルカリ剤を１．５〜７分の１に節約することができる。また、自己消化槽２の容積も図１のものに比べて１．５〜７分の１で同等の性能を発揮することができる。あるいは自己消化槽の容積を大きめに取り、例えば図１のフローにある自己消化槽と同等の容積とすれば、その分汚泥の滞留時間が長くなり、自己消化が一層進行し、汚泥発生量がより一層低減することになる。
【００５８】
一方、このフローでは、溶解性ＢＯＤを除去するための反応時間が短くなり、溶解性ＢＯＤ濃度の高い処理水となることがある。これを防止するためには、有機物摂取槽１のＢＯＤ容積負荷やＭＬＶＳＳ濃度を適切に設定及び管理することが有効であるが、溶解性ＢＯＤ除去率を優先させ過ぎると、有機物摂取槽１が大きくなりすぎるなどで、汚泥発生量低減の効果が充分に発揮できない場合がある。このような場合、有機物摂取槽１を多段に直列に設けることで、有機物摂取槽全体の容積は同等でも、溶解性ＢＯＤ除去率を高めることができる。
【００５９】
また、このフローでは、発生した菌体が充分にフロックに取り込まれず、処理水に流出して処理水のＳＳ濃度や濁度を高くすることがある。このような場合にも、有機物摂取槽の多段化は有効である場合がある。また、他の方法として、有機や無機の凝集剤を併用したり、処理水を更に凝集沈殿や濾過などで処理することでも対処することができる。
【００６０】
図２の方法では、菌体内に有機物を摂取してあまり時間の経っていない、比較的自己消化しやすい状態の濃縮汚泥が得られる。従って、余剰汚泥の処理法として嫌気消化を用いる場合、自己消化槽に送る前の濃縮汚泥で嫌気消化を行うことにより、自己消化槽における酸素消費量の低減や、嫌気消化におけるメタン発生量の増加と言った効果が期待できる。一方、余剰汚泥に特別な減量処理を行わず脱水する場合には、自己消化を行った後の汚泥を用いた方が、汚泥の腐敗を防止しやすく、脱水工程における臭気防止に効果がある。
【００６１】
図１と図２の方法は同時に併用しても良い。即ち、図１において、沈殿槽から汚泥を返送する途中に、第２の自己消化槽を設けることができる。第２の自己消化槽は、図２における自己消化槽と同様、高濃度に汚泥を保持できるため、少ない容積でも高い効果がある。また、水量が少なくなっているため、アルカリ剤を追加投入して、より自己消化に適した高いｐＨとしても、比較的アルカリ剤の消費量を少なく抑えることができる。
【実施例】
【００６２】
以下に実施例及び比較例を挙げて本発明をより具体的に説明する。説明の便宜上まず比較例を挙げる。
【００６３】
比較例１：脱共役剤を用いない対照試験
図３に示すように、容量３０Ｌの曝気槽１１と容量６Ｌの沈殿槽１２を用いて、活性汚泥の連続試験を行った。曝気槽１１は図示しない曝気手段により溶存酸素（ＤＯ）が1ｍｇ／Ｌ以上になるように曝気した。曝気槽１１より流出した活性汚泥は沈殿槽１２中央の円筒形のフィードウェルに導かれ、重力沈降により固液分離させられる。沈降した汚泥は1〜２ｒｐｍで回転するレーキにより沈殿槽１２の下部コーンの中心部に集められ、返送汚泥としてポンプＰにより曝気槽１１に返送される。返送される汚泥の量は流入する原水量と等量とした。
【００６４】
原水としては野菜エキス、魚介エキス、液糖、メタノールを主成分とする合成廃水を用い、ＣＯＤＣｒ濃度は６００ｍｇ／Ｌに調整した。この原水を、曝気槽１１におけるＣＯＤＣｒ容積負荷が１．２ｋｇ−ＣＯＤＣｒ／ｍ３／ｄとなるよう、６０Ｌ／ｄａｙの流量で曝気槽１１に通水した。曝気槽１１の水温は２０℃、ｐＨは６．５〜７．５とした。また、曝気槽１１内のＭＬＶＳＳ濃度は４ｋｇ／ｍ３となるよう、定期的に汚泥を引き抜いて系外へ排出した。
【００６５】
発生汚泥量は、曝気槽及び沈殿槽内のＶＳＳの増加分と、系外へ引き抜いたＶＳＳと、処理水へ流出したＶＳＳの合計とした。一方、系内で処理されたＣＯＤＣｒは、原水中のＣＯＤＣｒから、処理水中の溶解性ＣＯＤＣｒを差し引いたものとした。汚泥転換率は、発生汚泥量を系内で処理されたＣＯＤＣｒ量で除したものである。
【００６６】
脱共役剤を添加しないときの汚泥転換率は０．２３ｇ−ＶＳＳ／ｇ−ＣＯＤであった。
【００６７】
比較例２：従来のフローで脱共役剤を添加した試験
図３に示すフローで脱共役剤を連続的に添加し、脱共役剤の効果を調べた。脱共役剤としては、3-クロロ-N-(3-クロロ-2,6-ジニトロ-4-(トリフルオロメチル)フェニル)-5-(トリフルオロメチル)-2-ピリジンアミンを原水に対して３ｍｇ／Ｌとなるよう曝気槽１１に添加した。なお、脱共役剤は５００ｍｇ／Ｌの濃厚溶液を作成しておき、３６０ｍＬ／ｄａｙの流量で添加した。この結果、添加開始後約２週間は汚泥転換率が０．１５ｇ−ＶＳＳ／g−ＣＯＤ付近となり、３５％程度の汚泥発生量低減効果があったが、以降は汚泥転換率０．２０ｇ−ＶＳＳ／g-ＣＯＤ付近となり、汚泥発生量低減効果は１３％程度となった。
【００６８】
比較例３：従来のフローでｐＨのみ変化させた試験
比較例２において、曝気槽１のｐＨを５．５〜６．０となるように調整し、汚泥転換率を求めたところ、０．２１ｇ−ＶＳＳ／g-ＣＯＤとなった。また、ｐＨ８．３〜８．７となるように調整し、汚泥転換率を求めたところ、０．１９ｇ−ＶＳＳ／ｇ−ＣＯＤとなった。即ち、ｐＨを変更しただけでは、汚泥転換率は殆ど変化しないことが分かった。
【００６９】
実施例１：本発明の試験
図1に示すように、容量４．５Ｌの有機物摂取槽１と容量３０Ｌの自己消化槽２と容量６Ｌの沈殿槽３を用いて、比較例１で処理したものと同様の原水を通水する活性汚泥の連続試験を行った。
【００７０】
有機物摂取槽１と自己消化槽２の汚泥濃度はほぼ同等と見なすと、有機物摂取槽１は全体の１３％の容積であり、自己消化槽２は全体の８７％のＶＳＳを保持することになる。
【００７１】
有機物摂取槽１と自己消化槽２でｐＨを変化させるため、それぞれｐＨコントローラを設置し、有機物摂取槽１では６重量％ＨＣｌ水溶液、自己消化槽２では８重量％ＮａＯＨ水溶液を注入することで、有機物摂取槽１のｐＨは５．６〜５．９、自己消化槽２のｐＨは７．８〜８．６に調整した。
【００７２】
脱共役剤としては比較例２で用いたものと同様のものを用い、原水に対して３ｍｇ／Ｌとなるよう、有機物摂取槽１に投入した。有機物摂取槽１、及び自己消化槽２ともに、図示しない曝気手段を用いてそれぞれＤＯが１ｍｇ／Ｌ以上となるよう曝気を行った。有機物摂取槽１及び自己消化槽２を経た活性汚泥は沈殿槽３中央の円筒形のフィードウェルに導かれ、重力沈降により固液分離させられる。沈降した汚泥は１〜２ｒｐｍで回転するレーキにより沈殿槽３の下部コーンの中心部に集められ、返送汚泥としてポンプＰにより有機物摂取槽１に返送される。返送される汚泥の量は流入する原水量と等量とした。
【００７３】
ＣＯＤ容積負荷は有機物摂取槽１と自己消化槽２の合計３４．５Ｌに対して、１．２ｋｇ−ＣＯＤ／ｍ３／ｄａｙとなるように、原水を６９Ｌ／ｄａｙで通水した。有機物摂取槽１及び自己消化槽２の水温は２０℃とした。また、自己消化槽２はＭＬＶＳＳ濃度は４ｋｇ／ｍ３となるよう、定期的に汚泥を引き抜いて系外へ排出した。
【００７４】
この結果、汚泥転換率は０．１２ｇ−ＶＳＳ／g−ＣＯＤが得られ、少なくとも２ヶ月間、この値を継続して得られた。この値は、比較例１に比べると、４８％の汚泥発生量低減となる。
【００７５】
この結果から、本発明により、脱共役剤を用いて有効に汚泥発生量を低減できることが示された。
【００７６】
なお、有機物摂取槽の汚泥保持量の割合と溶解性ＢＯＤ除去率及び汚泥転換率との関係を計算により求めたところ、図４に示す結果が得られた。ここでは有機物摂取槽と自己消化槽のＶＳＳ保持量を合計したものに対して、有機物摂取槽で保持するＶＳＳ量の比を横軸に取っている。
【００７７】
有機物摂取槽で摂取されたＣＯＤＣｒは、真の収率０．３２ｇ−ＶＳＳ／g−ＣＯＤＣｒで菌体に転換するものとし、自己消化槽で摂取されたＣＯＤＣｒは、真の収率０．４９ｇ−ＶＳＳ／g−ＣＯＤＣｒで菌体に転換するものとした。有機物摂取槽における自己消化速度は０．０７ｄａｙ−１、自己消化槽における自己消化速度は０．２５ｄａｙ−１とした。計算には前述の文献に記載された活性汚泥モデルとその標準のパラメータを用いた。
【００７８】
有機物摂取槽と自己消化槽との全体に対して、ＣＯＤＣｒ容積負荷は１．５ｋｇ−ＣＯＤ／ｍ３／ｄとし全て溶解性で易分解性のＣＯＤＣｒが流入するものとした。有機物摂取槽におけるＣＯＤＣｒ除去速度は８ｋｇ−ＣＯＤＣｒ／ｍ３／ｄとした。
【００７９】
この結果から、汚泥転換率を最小にする点は、有機物摂取槽における溶解性ＢＯＤ除去率がほぼ上限に達する範囲内（図の横軸０．２以上、溶解性ＢＯＤ除去率≒１００％)で、なるべく自己消化槽の割合が大きい方が良く、特に、有機物摂取槽におけるＢＯＤ除去率を高く取ることが重要であることが分かる。
【図面の簡単な説明】
【００８０】
【図１】本発明の有機性廃水の生物学的処理方法の実施の形態を示す系統図である。
【図２】本発明の有機性廃水の生物学的処理方法の他の実施の形態を示す系統図である。
【図３】比較例１〜３で用いた試験装置を示す系統図である。
【図４】有機物摂取槽の汚泥保持量の割合と溶解性ＢＯＤ除去率及び汚泥転換率との関係を示すグラフである。
【符号の説明】
【００８１】
１  有機物摂取槽
２  自己消化槽
３  沈殿槽
【図１】
0004608900.tif 000002
【図２】
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【図３】
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【図４】
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