(57)【特許請求の範囲】
【請求項１】
排水を生物学的ＢＯＤ除去工程及びその後の生物学的硝化脱窒処理工程により処理する方法において、生物学的ＢＯＤ除去工程からの流出水の一部について、活性汚泥に対する硝化毒性を評価し、硝化毒性が認められた場合には、流出水の送給を該生物学的硝化脱窒処理工程から物理化学的な窒素除去処理工程へ切り替えることを特徴とする排水の処理方法。
【請求項２】
請求項１の方法において、該物理化学的な窒素除去処理工程は、塩素酸化処理による窒素除去工程であることを特徴とする排水の処理方法。
【請求項３】
請求項１又は２において、前記生物学的ＢＯＤ除去工程からの流出水の活性汚泥に対する硝化毒性の評価は、該活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第１次測定と、この第１次測定後の活性汚泥に対し前記流出水の一部を添加して内生呼吸速度に達したことを測定する第２次測定と、この第２次測定後の活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第３次測定とを行い、該第１次測定による最大呼吸速度と該第３次測定による最大呼吸速度とを対比することにより行うことを特徴とする排水の処理方法。
【発明の詳細な説明】
【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は排水の処理方法に係り、特に排水を生物学的にＢＯＤ除去処理した後窒素除去処理する方法において、窒素除去処理として運転コストの低い生物学的硝化脱窒をなるべく多用して窒素除去コストの低減を図る方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】
近年、排水中の窒素規制が強化され、各種排水について窒素除去が求められるようになっている。従来、排水中の窒素除去方法としては、生物学的硝化脱窒処理法と、アンモニアストリッピング、塩素酸化、ゼオライト吸着等による物理化学的な窒素除去法とがあるが、物理化学的な窒素除去法は運転コストが非常に高くつくため、工業的には、生物学的硝化脱窒処理法を採用するのが有利である。
【０００３】
しかしながら、産業排水や廃棄物埋め立て処分場の浸出液等は硝化阻害物を含んでいることが多く、このような排水を生物学的硝化脱窒法で処理すると、処理が不安定となり、著しい場合には硝化細菌が死滅して処理が不可能となる。即ち、生物学的硝化脱窒工程では、一度でも硝化阻害物質が流入し、硝化細菌が死滅すると回復に１ケ月以上の期間を要し、その間、排水処理が不可能になる。
【０００４】
このため、従来は、予め排水の硝化阻害性を測定し、阻害性が強い場合は物理化学的な窒素除去処理を行い、阻害性が弱いときには生物学的硝化脱窒処理を行い、運転コストの高い物理化学的な窒素除去処理は、生物学的処理が不可能な場合のみの採用に限られていた。ただし、この場合においても、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を完全に阻止することはできないため、硝化脱窒槽は、硝化阻害物質が流入した場合の影響を抑えるべく、その処理能力を大きめに設定している。
【０００５】
【発明が解決しようとする課題】
排水処理の運転コストを低減するためには、物理化学的な窒素除去による排水処理量を極力低減する必要があり、従来において、物理化学的な窒素除去による排水処理量を必要最低限にとどめて、処理コストのより一層の低減を図ることが望まれている。また、必要とされる脱窒処理能力に合わせて硝化脱窒槽を小型化するためには、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を確実に阻止することが望まれる。
【０００６】
本発明は上記従来の実情に鑑みてなされたものであって、排水を生物学的硝化脱窒処理又は物理化学的な窒素除去処理を選択して脱窒する工程を有する排水処理方法において、運転コストの高い物理化学的な窒素除去処理による排水処理量を低減して、窒素除去コストを低減すると共に、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を確実に阻止して、硝化脱窒槽を必要とされる処理能力に合わせて小型化できる排水の処理方法を提供することを目的とする。
【０００７】
【課題を解決するための手段】
本発明の排水の処理方法は、排水を生物学的ＢＯＤ除去工程及びその後の生物学的硝化脱窒処理工程により処理する方法において、生物学的ＢＯＤ除去工程からの流出水の一部について、活性汚泥に対する硝化毒性を評価し、硝化毒性が認められた場合には、流出水の送給を該生物学的硝化脱窒処理工程から物理化学的な窒素除去処理工程へ切り替えることを特徴とする。
【０００８】
本発明者らは、排水中の硝化阻害物質について種々検討した結果、排水中の硝化阻害物質の大部分は生物的に分解されることを見出し、この知見をもとに、本発明を完成させた。
【０００９】
即ち、排水を予め生物処理すると、硝化阻害物質の多くは分解され、硝化阻害性がなくなる。従って、排水は硝化工程に先立ち生物処理し、この生物処理水について硝化阻害性を測定すれば、続く硝化工程での毒性を正確に把握することができる。そして、この結果に基いて、硝化毒性が認められた場合のみ、物理化学的な窒素除去を行うようにすることで、運転コストの高い物理化学的な窒素除去処理量を必要最低限に抑えることができる。また、生物学的硝化脱窒処理工程の直前で硝化毒性を測定することから、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を確実に阻止できるため、硝化脱窒槽の処理能力にゆとりをもたせる必要はなく、必要とされる処理能力に合わせて小型化できる。
【００１０】
これに対して、排水の硝化阻害性を測定し、阻害性の強い場合のみ物理化学的な窒素除去処理を行う従来法では、生物処理前の排水について硝化阻害性を測定しているため、生物処理により硝化阻害性がなくなるような排水であっても物理化学的な窒素除去処理を行っている場合がある。また、硝化毒性のあるものでも生物学的硝化脱窒処理を行うこともあり、この場合の硝化阻害の影響を軽減するために、硝化脱窒槽を大きめに設定している。
【００１１】
本発明によれば、このような不具合を解消して、物理化学的な窒素除去処理量を必要最低限に抑えて脱窒コストを極力低減すると共に、従来よりも小型な硝化脱窒槽で、硝化阻害を引き起こすことなく、安定な処理を行えるようになる。
【００１２】
本発明においては、排水の生物学的ＢＯＤ除去処理で、排水の有機体窒素の殆どがアンモニアに分解されているため、硝化毒性が認められた場合の物理化学的な窒素除去処理としては、アンモニアストリッピング、塩素酸化等のアンモニアが除去できる処理であればいずれの方法でもよく、特に設備の面から塩素酸化処理が好ましい。また、有機物も大部分分解されているため、有機物が反応を阻害する可能性のある触媒酸化でも良い。
【００１３】
また、生物学的ＢＯＤ除去工程からの流出水の活性汚泥に対する硝化毒性の評価は、該活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第１次測定と、この第１次測定後の活性汚泥に対し前記流出水の一部を添加して内生呼吸速度に達したことを測定する第２次測定と、この第２次測定後の活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第３次測定とを行い、該第１次測定による最大呼吸速度と該第３次測定による最大呼吸速度とを対比することにより行うのが好ましい。
【００１４】
即ち、従来において、排水の活性汚泥に対する毒性を試験する方法として、検水存在下の活性汚泥の全呼吸速度と検水を含まない時の活性汚泥の呼吸速度（内生呼吸速度）との比を求めることにより該検水の活性汚泥に対する毒性を評価する方法（特開昭６２−２７０９７号公報）、微生物を保持した固定化微生物膜と、該微生物膜と接触後の試料中の溶存酸素量を測定する溶存酸素検出器とを組み合わせてなる微生物センサを用い、標準溶液を該微生物センサに接触させた場合と検水を該微生物センサに接触させた場合との溶存酸素量の差を対比して検水の毒性を評価する方法（特開平２−１９０７６３号公報）等があるが、これらの毒性評価方法は、要するに標準液を微生物処理して標準データを得、その後検水を微生物処理して対比データを得、これらデータを直接に比較して毒性を評価するものであり、標準液と検水とにおける毒性物質以外の基質の差異により該対比データが影響されるため、毒性評価精度が低下するという欠点がある。また、特開平２−１９０７６３号公報の方法は、微生物を保持させた固定化微生物膜を用いるところから、毒性物質流入時に微生物が死滅してしまい、測定後頻繁に固定化微生物膜を交換する必要があり、著しく手間がかかる。
【００１５】
これに対して、上述の如く、毒性物質接触前の第１次測定データと、毒性物質接触後の第３次測定データとを対比して毒性を評価する方法であれば、この第１次データと第３次データとは、共に同一の標準硝化基質に対する最大呼吸速度であるから、検水中の基質に影響されることなく、高精度な毒性評価を行える。
【００１６】
【発明の実施の形態】
以下図面を参照して本発明の実施の形態を詳細に説明する。
【００１７】
図１は、本発明の排水の処理方法の実施の形態を示す産業廃棄物最終処分場浸出水処理装置の処理工程図である。
【００１８】
原水（産業廃棄物最終処分場浸出水）は、原水槽１から原水調整槽２でｐＨ調整及び流量調整された後、アルカリ凝集沈殿層（以下「凝沈層」と略記する場合がある。）３で重金属類等が凝集沈殿除去される。このアルカリ凝沈処理水は生物処理槽４でＢＯＤが除去されるが、前述の如く、この生物学的ＢＯＤ除去処理においては、硝化阻害物質もその殆どが除去される。
【００１９】
従って、この生物処理水は、多くの場合、次の硝化槽６及び脱窒槽７の生物学的硝化脱窒処理工程で処理することができるが、生物処理水中に硝化阻害物質が残留している場合もある。
【００２０】
このため、本実施例装置では、生物処理水の一部を分取し、硝化阻害性計測ユニット５で定期的に又は連続的にその硝化毒性をモニターし、バルブＶ1 ，Ｖ2 の切り換えにより生物処理水に硝化毒性が検出された場合には、生物処理水を塩素酸化槽１１に送給し、塩素酸化槽１１で、アンモニアを窒素ガスに分解することにより、生物処理水のアンモニアを酸化した後、脱窒槽７で脱窒する。
【００２１】
この脱窒処理水は、酸性凝沈槽８、加圧浮上濾過槽９及び活性炭吸着塔１０を経て処理水として放流される。
【００２２】
このように、生物学的硝化脱窒処理工程の前段の生物学的ＢＯＤ除去処理水について硝化毒性の評価を行って、生物学的硝化脱窒処理又は物理化学的な窒素除去処理を切り換えることにより、物理化学的な窒素除去処理量を必要最低限に抑えると共に、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を確実に防止することができる。
【００２３】
なお、生物処理水に硝化毒性が認められた場合の物理化学的な窒素除去処理法としては、上記塩素酸化に限らず、アンモニアストリッピング、触媒酸化等を採用しても良い。
【００２４】
次に、本発明に好適な硝化毒性の評価方法について説明する。
【００２５】
本発明では、好ましくは、活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第１次測定と、この第１次測定後の活性汚泥に対し生物処理水（以下「検水」又は「試料」と称する場合がある。）を添加して内生呼吸速度に達したことを測定する第２次測定と、この第２次測定後の活性汚泥に対し標準硝化基質を添加して最大呼吸速度を測定する第３次測定とを行い、該第１次測定による最大呼吸速度と該第３次測定による最大呼吸速度とを対比して活性汚泥に対する生物処理水の硝化毒性を評価する。
【００２６】
この場合、硝化菌への毒性を評価するための標準硝化基質としては、塩化アンモニウム等が挙げられる。
【００２７】
標準硝化基質の添加量は、第１次処理においてはＮＨ3 −Ｎとして１０〜５０ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤとして１００〜５００ｍｇ／Ｌとするのが好ましく、第３次処理では第１次処理の添加量と等しくするのが好ましい。
【００２８】
なお、通常の場合、第１次処理に先立って、内生呼吸速度に達するまで十分に曝気しておく。
【００２９】
呼吸速度を測定する手段としては、呼吸速度を経時的に測定できるものであれば制限なく使用でき、例えば、ＤＯ計、酸素ガス計、液位計、圧力計等を用いても良いが、本出願人が特開平８−２８５８３７号公報、特願平８−１１３６２９号で提案している測定装置によるのが好ましい。この測定装置については後述する。
【００３０】
本発明における好適な毒性評価方法は次の手順に従って行われる。
【００３１】
▲１▼  前処理として、活性汚泥を採取後、内生呼吸速度に達するまで十分に曝気する。内生呼吸速度に達したかどうかは呼吸速度及び呼吸速度の変化率等によって確認することができる。
▲２▼  次に、経時的に呼吸速度計でこの活性汚泥の呼吸速度を計測しながら、標準硝化基質を適量添加し、１次処理する。この１次処理における最大呼吸速度を測定し、Ｂとする。
▲３▼  次に、この１次処理後の活性汚泥に対し検水を添加し、２次処理する。この２次処理後、呼吸速度が内生呼吸速度に戻るまで待つ。
▲４▼  次に、この２次処理後の活性汚泥に対し、上記▲２▼の１次処理時に添加したものと同一の標準硝化基質を同一量だけ添加して３次処理し、最大呼吸速度を計測し、Ａとする。
【００３２】
一般に、検水中の硝化阻害物質に被毒することにより、上記▲４▼の３次処理時の最大呼吸速度Ａは▲２▼の１次処理時の最大呼吸速度Ｂよりも低くなる。
そこで、硝化阻害率は、（Ｂ−Ａ）／Ｂ×１００％として計算される。
なお、上記呼吸速度計として好適な装置について次に説明する。
【００３３】
図２は特願平８−１１３６２９号の発明の微生物の呼吸速度計の系統図である。
【００３４】
この測定装置は、第１の密閉槽（測定槽）５１、第２の密閉槽（ＣＯ2 吸収槽）５２、酸素センサ５３、エアーポンプ５４、データ処理装置５５等よりなる。第１の密閉槽５１には、散気管５６と、試料（検水と標準液）の投入弁５７とが設けられている。第１の密閉槽５１の上部の気体を第２の密閉槽５２のアルカリ溶液（例えばＫＯＨ溶液）に吹き込むように配管５８が設けられると共に、第２の密閉槽５２の上部の気体を散気管５８に供給するように配管５９が設けられている。この配管５９の途中に酸素センサ５３及びエアーポンプ５４が設けられている。図示はしないが、密閉槽５１，５２及び配管５８，５９内の気体を新鮮な空気に置換しうるようにするために、配管５８又は５９に大気開放弁が設けられている。
【００３５】
配管５９のうち第２の密閉槽５２のすぐ近傍の部分に気体体積変化量測定器６０が配管６１を介して接続されている。この測定器６０は、密閉容器６２と、該容器６２内に差し込まれた直管６３と、該直管６３の下部に設けられた該直管６３内の水位を測定するレベルセンサ６４とを備えている。この直管６３の上端は大気に開放し、下端は容器６２内の水に開放している。レベルセンサ６４の検出信号はデータ処理装置５５に入力されている。
【００３６】
試料を投して微生物の呼吸速度を計測するには、第１の密閉槽５１中に汚泥出入口６５から活性汚泥を含む液を入れて収容しておき、第２の密閉槽５２中にアルカリ溶液（この場合ＫＯＨ溶液）を収容しておく。
【００３７】
次いで、標準硝化基質を含む試料液の所定量を第１の密閉槽５１中に試料投入弁５７経由で導入する。この試料投入弁５７を閉鎖してからエアーポンプ５４で第１の密閉槽５１の液相に空気を送気し、循環曝気を開始する。散気管５６から液中に吹き込まれた空気は、第１の密閉槽５１の上部から配管５８を経て第２の密閉槽５２中に吹き込まれ、空気中に含まれていたＣＯ2 がＫＯＨ溶液に吸収される。ＫＯＨ溶液上に浮上した空気は、配管５９を経て再び第１の密閉槽５１内の液中に吹き込まれる。この配管５９を通るときに、酸素センサ５３によって空気中のＯ2 濃度がセンシングされる。エアーポンプ５４の始動時のノイズ減衰後に酸素センサ５３の検出酸素濃度信号をデータ処理装置５５に入力し、初期酸素濃度値を演算し、記憶させる。所定時間が経過してから再び酸素センサ５３の酸素濃度信号をデータ処理装置に入力し、このときの酸素濃度値を演算する。この酸素濃度値と初期酸素濃度値との差から酸素消費量を求め、微生物の呼吸速度を演算する。
【００３８】
なお、酸素センサ５３の検出信号をデータ処理装置５５に入力すると共に、さらに、レベルセンサ６４の検出信号をデータ処理装置５５に入力する。
【００３９】
データ処理装置５５では、レベルセンサ６４によって求まる閉ループ系の体積減少量を真値とし、これに基づいて酸素センサ５３の検出信号によって求まる体積減少量を較正する。
【００４０】
気体体積変化量測定器６０の検出値を用いた酸素センサ５３の較正は、定期的に行われる。
【００４１】
較正の具体的計算法は次の通りである。
【００４２】
酸素センサ５３の初期出力値（初期酸素濃度を示す出力電圧）をＥ1 とし、測定終了時の出力電圧をＥ2 とする。酸素センサ５３の出力電圧は、酸素濃度に直線的に比例するものであり、従って微生物の呼吸によって消費された酸素量は、この出力電圧Ｅ1 ，Ｅ2 の差に対し一定の係数ｋを掛けた値となる。
【００４３】
従って、この酸素センサ５３の出力電圧から演算される酸素濃度変化ΔＣS （％）は、係数ｋを用いて
ΔＣS ＝ｋ（Ｅ1 −Ｅ2 ）
と表わされる。
【００４４】
一方、測定器６０のレベルセンサ６４の初期検出水位と測定終了時の検出水位との差をΔＨ（ｃｍ）とし、容器６２の水平断面積をＳ（ｃｍ2 ）とし、閉ループ内の初期の気体体積をＱとすると、該レベルセンサ６４の出力信号から演算される酸素濃度変化ＣL は次のように表わされる。
【００４５】
ΔＣL ＝ [（ΔＨ・Ｓ）／（Ｑ−ΔＨ・Ｓ／２）] ×１００
なお、この式の意味は、
［（減少気体体積）／（閉ループ内の気体体積平均値）］×１００
である。この式の分母には、測定開始時の体積Ｑと測定終了時の体積Ｑ−ΔＨ・Ｓとの平均［Ｑ＋（Ｑ−ΔＨ・Ｓ）］×１／２＝Ｑ−ΔＨ・Ｓ／２を用いている。
【００４６】
なお、厳密には測定中の気相容積変化から、酸素センサによる酸素濃度をそれぞれ対応する容積から求める必要があるが、ここでは簡略法として気相容積の中間値を用いて計算することとした。この方法であれば酸素センサの測定値にオフセットがあっても結果に影響を与えない。また、液相中の溶存酸素濃度の変化は気相中の酸素濃度に比べてごく僅かなので無視する。
【００４７】
このΔＣL を真値としてΔＣS を較正するのであるが、そのためにはそれまでの係数ｋをｋ×（ΔＣL ／ΔＣS ）という新しい係数に置き換えれば良い。
【００４８】
このように、定期的に係数ｋを較正し、精度の高い酸素消費量を求め、呼吸速度を高精度に測定することが可能となる。なお、本発明では、測定対象試料の各時点における呼吸速度を連続的に測定しているときに逐次較正を行うのが好ましい。
【００４９】
上記実施の形態では閉ループ系の気体体積変化を測定して酸素センサを較正しているが、閉ループ系の気体圧力変化を測定して酸素センサを較正しても良い。
【００５０】
【実施例】
以下に実施例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００５１】
実施例１
図１に示す産業廃棄物最終処分場浸出水処理装置による排水処理において、生物処理水について、図２に示す呼吸速度測定装置を用いた硝化阻害性計測ユニットにより、硝化阻害強度の測定を行い、硝化阻害強度が４０倍を超える場合には生物処理水を塩素酸化処理するようにバルブの切り換えを設定して処理を行った。
【００５２】
硝化阻害強度は呼吸速度の測定に基づいて得られた硝化阻害率を２０％にするのに必要な希釈倍率である。
【００５３】
硝化阻害率は、以下のＡ，Ｂ及びＣの呼吸速度を測定して計算により求める。
即ち、活性汚泥に対しアンモニアを５０〜１００ｍｇ−Ｎ／Ｌとなるように添加した後、呼吸速度を測定し、呼吸速度が安定した時点の値をＡｍｇ−Ｏ2 ／Ｌ／ｈｒとする。次に、検水を１０ｍＬ添加し、１時間後の呼吸速度をＢｍｇ−Ｏ2 ／Ｌ／ｈｒとする。さらに、硝化抑制剤としてアリルチオ尿素（ＡＴＵ）を１０ｍｇ／Ｌとなるように添加し、３０分後の呼吸速度をＣｍｇ−Ｏ2 ／Ｌ／ｈｒとする。これらの値から、硝化阻害率は下記の式で算出される。
【００５４】
硝化阻害率（％）＝｛（（Ａ−Ｃ）−（Ｂ−Ｃ））／（Ａ−Ｃ）｝×１００
なお、各工程の処理条件は次の通りである。
原水調整槽：原水をモーノポンプで供給。
アルカリ凝集沈殿槽：塩化第二鉄を５００ｍｇ／Ｌ添加してｐＨ１０〜１０．５で重金属類の凝集沈殿除去。滞留時間０．６日。
生物処理槽：ｐＨ７〜７．５でＢＯＤ及び硝化阻害物質除去。滞留時間２．２日。
硝化槽：ｐＨ７．５〜８．０で硝化反応。滞留時間４日。
脱窒槽：メタノール約３０ｇ／分添加下に脱窒反応。滞留時間１．５日。
塩素酸化槽：酸化還元電位計の測定値と連動して酸化剤と還元剤を注入し、窒素除去。
酸性凝集沈殿槽：塩化第二鉄を５００ｍｇ／Ｌ添加してｐＨ４〜４．５で凝集沈殿除去。滞留時間０．５日。
その結果、生物処理水の硝化阻害強度は、図３に示す如く、０〜２０倍を維持し、この期間において、塩素酸化工程への生物処理水の流路切り換えを行う必要はなく、生物学的硝化脱窒処理を行って、Ｔ−Ｎ５ｍｇ／Ｌ以下の生物学的硝化脱窒処理水を得ることができた。
【００５５】
比較のため、生物処理前のアルカリ凝沈処理水について、同様に硝化阻害強度の測定を行ったところ、図４に示す如く、短期間でも大きく変動した。
【００５６】
図３，４より、硝化阻害物質は生物処理でその殆どが除去されるため、生物学的硝化脱窒処理と物理化学的な窒素除去処理との切り換えを的確に行うためには、生物処理水について硝化毒性の評価を行う必要があることがわかる。
【００５７】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の排水の処理方法によれば、生物学的ＢＯＤ除去処理で大部分の硝化阻害物質が分解された後の水に対する硝化毒性の測定結果に基いて、物理化学的な窒素除去処理と生物学的硝化脱窒処理とを選択できるため、運転コストの高い物理化学的な窒素除去処理量を必要最低限に抑えることができ、脱窒コストを低減できる。また、生物学的硝化脱窒処理工程の直前で流入水の硝化毒性を検知することができるため、生物学的硝化脱窒処理工程への硝化阻害物質の流入を確実に阻止することができ、これにより、硝化脱窒槽の活性汚泥の被毒による死滅や活性低下を防止することができる。従って、生物学的硝化脱窒処理の安定化が図れると共に、硝化脱窒槽も小型化できる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の排水の処理方法の実施の形態を示す産業廃棄物最終処分場浸出水処理装置の処理工程図である。
【図２】本発明に好適な呼吸速度測定装置の系統図である。
【図３】実施例１における生物処理水の硝化毒性測定結果を示すグラフである。
【図４】実施例１におけるアルカリ凝沈処理水の硝化毒性の測定結果を示すグラフである。
【符号の説明】
１  原水槽
２  原水調整槽
３  アルカリ凝沈槽
４  生物処理槽
５  硝化阻害性計測ユニット
６  硝化槽
７  脱窒槽
８  酸性凝沈槽
９  加圧浮上濾過槽
１０  活性炭吸着塔
１１  塩素酸化槽
５１  第１の密閉槽（測定槽）
５２  第２の密閉槽（ＣＯ2 吸収槽）
５３  酸素センサ
５４  エアーポンプ
５５  データ処理装置
５６  散気管
５７  試料投入弁
６０  気体体積変化量測定器
６２  容器
６３  直管
６４  レベルセンサ
６５  汚泥出入口
【図１】
0003941183.tif 000002
【図２】
0003941183.tif 000003
【図３】
0003941183.tif 000004
【図４】
0003941183.tif 000005