JP2006346572A - 有機物の処理方法 - Google Patents
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Abstract
【課題】 有機物と微生物との混合液を処理するに際し、余剰汚泥の発生を抑制し、浄化槽における有機物処理のランニングコストを軽減することができる有機物の処理方法を提供する。
【解決手段】 有機物と微生物との混合液中に、空気、酸素、又はこれらの混合物を導入して有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を2mg/L以上、BOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持しながら有機物を生分解処理すると共に窒素成分を硝化処理する曝気工程と、硝化された窒素成分を有機物の存在下で嫌気処理する脱窒工程とを繰り返すことで、汚泥の発生量(乾重量)を投入原水BOD乾重量の15%以下に制限することにより有機物の処理を行う。
【選択図】 なし
【解決手段】 有機物と微生物との混合液中に、空気、酸素、又はこれらの混合物を導入して有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を2mg/L以上、BOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持しながら有機物を生分解処理すると共に窒素成分を硝化処理する曝気工程と、硝化された窒素成分を有機物の存在下で嫌気処理する脱窒工程とを繰り返すことで、汚泥の発生量(乾重量)を投入原水BOD乾重量の15%以下に制限することにより有機物の処理を行う。
【選択図】 なし
Description
本発明は、有機物の処理方法に関し、更に詳述すれば、食品工場廃液、生ごみ、焼酎廃液、家畜糞尿等の有機性廃棄物の処理方法に関する。
有機性廃棄物の処理方法として活性汚泥法による処理の原理が多くの研究を通して確立し、その結果一般に普及している。活性汚泥法は、原水の汚濁負荷の性状によって、以下の(a)連続式活性汚泥法、(b)回分式活性汚泥法及び(c)超高濃度活性汚泥法等種々に分類できる。
(a) 原水汚濁濃度が低く、原水流量が多い場合、連続式活性汚泥法を適用する場合が多い。
(b) 原水汚濁濃度が高く、原水流量が少ない場合、回分式活性汚泥法を適用する場合が多い。
(c) 固形に近い汚濁負荷を処理する場合、超高濃度活性汚泥法を適用する(特許文献1)。
(a) 原水汚濁濃度が低く、原水流量が多い場合、連続式活性汚泥法を適用する場合が多い。
(b) 原水汚濁濃度が高く、原水流量が少ない場合、回分式活性汚泥法を適用する場合が多い。
(c) 固形に近い汚濁負荷を処理する場合、超高濃度活性汚泥法を適用する(特許文献1)。
(c)の方法は、余剰汚泥の発生が無い。これに対し、(a)、(b)の方法では余剰汚泥が発生し、余剰汚泥の処理費(凝集剤の使用費及び脱水汚泥の処理費)が、各浄化槽の運転において大きな負担となっているのみならず、廃棄場所そのものが制限されつつあり、活性汚泥法の欠点になりつつある。従って、余剰汚泥そのものの発生を最小限にすることは、活性汚泥法を浄化槽に適用してゆくに当たり極めて重要な課題である。
特許第3575668号公報(特許請求の範囲)
上記課題を解決するため本発明者等は種々検討しているうち、浄化処理において、余剰汚泥量は簡易的には次式
余剰汚泥量=BOD汚泥変換量+SS汚泥変換量−自己酸化量 (1)
のように推定した。
余剰汚泥量=BOD汚泥変換量+SS汚泥変換量−自己酸化量 (1)
のように推定した。
ここで、式(1)右辺の各項目は次
BOD汚泥変換量⇒BOD乾重量×BOD汚泥変換率
SS汚泥変換量⇒SS乾重量×SS汚泥変換率
自己酸化量⇒曝気槽MLVSS乾重量×自己酸化率
のように表される。
BOD汚泥変換量⇒BOD乾重量×BOD汚泥変換率
SS汚泥変換量⇒SS乾重量×SS汚泥変換率
自己酸化量⇒曝気槽MLVSS乾重量×自己酸化率
のように表される。
BOD汚泥変換率は凡そ次
BOD汚泥変換率(α)=0.3〜0.5
のような数値範囲で表される。但し、この数値範囲は汚泥の種類で異なる。
BOD汚泥変換率(α)=0.3〜0.5
のような数値範囲で表される。但し、この数値範囲は汚泥の種類で異なる。
MLVSS(曝気槽内に生存する活性汚泥菌濃度)の自己酸化率も、汚泥の種類或は曝気槽の溶存酸素濃度(DO)で異なる。本発明者等の測定では自己酸化率(β)=0.03を選択すると実験結果と良い一致を示す。
SS(浮遊物質)の取扱いは、次のように考える。浄化槽では汚濁負荷が基本的には曝気槽の滞留日数以内で処理できることを前提にしており、SS中には滞留日数以内で処理できない成分が含まれている。主としてこの成分に含まれるものは固形成分のSSで構成されており、基本的には処理外とみなし最低でもこの成分の大部分は脱水処理を行う。以降の計算は、処理できないSSがないものとして計算し、最後に必要に応じて処理できないものを加算する。従って、SSも処理対象であり、処理された後汚泥に変換する。その変換率をγとおく。
式(1)を評価するにあたり、必要な項目の定義は次
BOD乾重量=BOD(kg)=原水BOD濃度(kg/m3)×原水量(m3)
SS乾重量=SS(kg)=原水SS濃度(kg/m3)×原水量(m3)
MLVSS乾重量=MLVSS(kg)=曝気槽操業MLVSS濃度(kg/m3)×曝気槽溶液量(m3)
余剰汚泥乾重量=SUPSS(kg)=余剰汚泥濃度(kg/m3)×引抜汚泥量(m3)
の通りである。
BOD乾重量=BOD(kg)=原水BOD濃度(kg/m3)×原水量(m3)
SS乾重量=SS(kg)=原水SS濃度(kg/m3)×原水量(m3)
MLVSS乾重量=MLVSS(kg)=曝気槽操業MLVSS濃度(kg/m3)×曝気槽溶液量(m3)
余剰汚泥乾重量=SUPSS(kg)=余剰汚泥濃度(kg/m3)×引抜汚泥量(m3)
の通りである。
式(1)は次
SUPSS=BOD×α+SS×γ−MLVSS×β (2)
のように書ける。
SUPSS=BOD×α+SS×γ−MLVSS×β (2)
のように書ける。
式(2)を次
SUPSS/BOD
=α+(SS/BOD)×γ−(MLVSS/BOD)×β (3)
のように書き直す。
SUPSS/BOD
=α+(SS/BOD)×γ−(MLVSS/BOD)×β (3)
のように書き直す。
上式(3)において、MLVSS/BODはBOD汚泥負荷(BOD/MLVSS)の逆数を表している。
余剰汚泥量を減らすにはどうすればよいか、式(3)を使い説明する。
α、βは処理状態(曝気槽のDO等)によって変わるが、α=0.4としてこの議論の結論に大きな影響を与えない。βは本発明者等の長期にわたる実験結果から0.03を選択する。
α=0.4、β=0.03、γ=0.4の場合の余剰汚泥量の投入BODに対する割合(SUPSS/BOD)を、投入原水中のSSの投入BODに対する割合(SS/BOD)をパラメーターとして計算した結果を図1に示す。図1から明らかなように、BOD汚泥負荷(BOD/MLVSS)を小さくすれば汚泥発生量は小さく出来る。また、SS/BODの割合が小さいほど発生する余剰汚泥量は減少することを図1の結果は示している。
BOD汚泥負荷を下げることは、曝気槽のMLVSSを上げることに相当している。そのため、BOD汚泥負荷を下げることは自己酸化するMLVSS(汚泥量)が増大することになる。その結果、発生する余剰汚泥量が減少する。
さらに、前処理で処理できない固形物を除去すれば(SS/BODを小さくする)、余剰汚泥量は減少する事も示している。ただ、この事は処理できない固形物を前処理で除去するか、浄化の最終段階で除去するかの違いであり、使用凝集剤の量の違いを除けば本質的な解決ではないことに注意が必要である。
α、β、γについては原水の成分、曝気条件によって異なるが一般的に次のように考えられる。
好気処理を念頭に置くと基本的には曝気槽のDOが高いほどα、γは小さい。しかし、BOD汚泥変換率α、SSの処理に伴う汚泥変換率γには下限があり、その下限は通常αが0.3程度、γが0.3程度である。α、γに関しては単純に汚泥変換率とするより汚泥変換率を含めた未処理率と考える方が実際を良く表している。本発明者等の経験ではSSの粒度が小さいほどγは小さい。
βに関しては曝気槽のDOが2mg/L以上の場合殆ど変わらず0.03程度である。
以上の説明では、BOD、SSの処理について論じているが、窒素処理に関してはその影響を論じていない。本発明者等の調査した浄化槽の大半は、曝気槽の溶存酸素濃度をDO<0.5mg/Lで操業している。このようなDOの低い状態では窒素の硝化は十分に行われず、窒素成分は、汚濁負荷中の炭素と結合して汚泥に変換され、微生物が増殖する可能性がある。
曝気槽での硝化を行うためには、窒素の硝化に必要な酸素を十分に供給する必要がある。曝気槽の溶存酸素濃度に対する要求DO>2mg/Lは、BOD、SSの処理のみならず窒素の硝化を行うための必要条件であることを本発明者等は見出した。当然のことながら、システム全体でBOD、SSの処理工程及び脱窒工程を含むことは論を待たない。
以上述べてきたように、BOD汚泥負荷を下げれば余剰汚泥は減少する。しかし、種々の議論ではBOD汚泥負荷は0.2〜0.4程度で運転する(公害防止の技術と法規、水質編、通商産業省監修平成7年5訂:第193頁)事を推奨している。又、畜産環境アドバイザー養成研修会資料(畜産環境整備機構、平成12年度:第88頁)では0.1〜0.2程度で運転することを推奨している。
式(3)の計算からは、BOD汚泥負荷は0.07±0.02kgBOD/kgMLVSS程度で運転すれば余剰汚泥は殆ど発生しない。
従来この様な運転が推奨されない理由は、次の(a)〜(e)のように要約できる。
(a) BOD汚泥負荷を減らす為に操業MLVSSを高くして運転すると沈澱槽での固液分離が困難になるからである。BOD汚泥負荷を下げる他の方法は曝気槽でのMLVSSを一定とする場合、曝気槽のBOD負荷を下げることで達成できる。しかし、この場合曝気槽の容積を大きくせねばならず建設コストが嵩むからだと考えられる。事実、多くの施設における曝気槽のMLVSSは2〜4kg/m3、BOD汚泥負荷は0.13〜0.25kgBOD/kgMLVSSで運転されている。
(a) BOD汚泥負荷を減らす為に操業MLVSSを高くして運転すると沈澱槽での固液分離が困難になるからである。BOD汚泥負荷を下げる他の方法は曝気槽でのMLVSSを一定とする場合、曝気槽のBOD負荷を下げることで達成できる。しかし、この場合曝気槽の容積を大きくせねばならず建設コストが嵩むからだと考えられる。事実、多くの施設における曝気槽のMLVSSは2〜4kg/m3、BOD汚泥負荷は0.13〜0.25kgBOD/kgMLVSSで運転されている。
このような操業を行っている施設では、汚泥発生率(SUPSS/BOD)は0.5を超える場合が多い。
(b) 余剰汚泥が少ない操業が可能にもかかわらず、その様な操業を行わない他の理由は、操業MLVSSを高くすると、活性汚泥の内生呼吸(自己酸化)に使用される酸素量が増大し、曝気ブロアーの使用電力量によるランニングコストが嵩むためと思われる。しかし本発明者等の計算では、余剰汚泥の凝集に使用する凝集剤価格、脱水汚泥の処理費の方がブロアーの電力増加による価格増大より大きい。なお、高効率の散気管を使用すればブロアーの電力を増強しなくてもすむ施設が多い。
(c) 多くの浄化システムにおいて曝気槽のDOを0.5mg/L以下で運転しているため、窒素の硝化が十分に行われていない。その理由として考えられるのは原水の窒素成分が低く(低濃度・高流量排水のため十分希釈されている)、慎重な処理を行わなくても排水基準を満たせるからだと考えられる。たとえ、窒素濃度が低くても、流量が多いため、窒素乾重量(窒素濃度×流量)は微生物の増殖にとって十分な量である。余剰汚泥とは、活性汚泥の増殖に原因がある。通常の活性汚泥法において、余剰汚泥が多い理由の一端は汚泥の不必要な増殖を可能にする酸素供給量の不足(汚泥の増殖に酸素が使用される)と思われる。言い換えると、窒素処理に必要な酸素量を供給していない結果と考えられる。
(d) 活性汚泥処理は基本的に好気処理であるにもかかわらず、曝気槽の溶存酸素濃度(DO)を0.5mg/L以下にしている設備が多いのは、過曝気による汚泥フロックの崩壊と糸状菌の発生による沈澱槽での固液分離率の悪化を恐れているためと思われる。
(e) 余剰汚泥が少ない操業が可能にもかかわらず、その様な操業を行わない他の理由は、余剰汚泥を発生させた方が設備業者にとって利益が大きいからだと推定される。余剰汚泥が多いと当然のことながら使用する凝集剤費用が増大する。
(b) 余剰汚泥が少ない操業が可能にもかかわらず、その様な操業を行わない他の理由は、操業MLVSSを高くすると、活性汚泥の内生呼吸(自己酸化)に使用される酸素量が増大し、曝気ブロアーの使用電力量によるランニングコストが嵩むためと思われる。しかし本発明者等の計算では、余剰汚泥の凝集に使用する凝集剤価格、脱水汚泥の処理費の方がブロアーの電力増加による価格増大より大きい。なお、高効率の散気管を使用すればブロアーの電力を増強しなくてもすむ施設が多い。
(c) 多くの浄化システムにおいて曝気槽のDOを0.5mg/L以下で運転しているため、窒素の硝化が十分に行われていない。その理由として考えられるのは原水の窒素成分が低く(低濃度・高流量排水のため十分希釈されている)、慎重な処理を行わなくても排水基準を満たせるからだと考えられる。たとえ、窒素濃度が低くても、流量が多いため、窒素乾重量(窒素濃度×流量)は微生物の増殖にとって十分な量である。余剰汚泥とは、活性汚泥の増殖に原因がある。通常の活性汚泥法において、余剰汚泥が多い理由の一端は汚泥の不必要な増殖を可能にする酸素供給量の不足(汚泥の増殖に酸素が使用される)と思われる。言い換えると、窒素処理に必要な酸素量を供給していない結果と考えられる。
(d) 活性汚泥処理は基本的に好気処理であるにもかかわらず、曝気槽の溶存酸素濃度(DO)を0.5mg/L以下にしている設備が多いのは、過曝気による汚泥フロックの崩壊と糸状菌の発生による沈澱槽での固液分離率の悪化を恐れているためと思われる。
(e) 余剰汚泥が少ない操業が可能にもかかわらず、その様な操業を行わない他の理由は、余剰汚泥を発生させた方が設備業者にとって利益が大きいからだと推定される。余剰汚泥が多いと当然のことながら使用する凝集剤費用が増大する。
従来推奨されない運転条件にもかかわらず、曝気槽の溶存酸素濃度(DO)、曝気槽の運転時のBOD汚泥負荷を所定範囲にし、糸状菌発生抑制用の流動担体を導入し、窒素成分を硝化脱窒を行うことで汚泥の増殖を制限することにより余剰汚泥の発生を抑制することができることを知得し、本発明を完成するに至った。
よって、本発明の目的とするところは、上記課題を解決した有機物の処理方法を提供することにある。
上記目的を達成する本発明は、以下に記載するものである。
〔1〕 有機物と微生物との混合液中に、空気、酸素、又はこれらの混合物を導入して有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を2mg/L以上、BOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持しながら有機物を生分解処理すると共に窒素成分を硝化処理する曝気工程と、硝化された窒素成分を有機物の存在下で嫌気処理する脱窒工程とを有することで、汚泥の発生量(乾重量)を投入原水BOD乾重量の15%以下に制限する有機物の処理方法。
〔2〕 曝気工程における有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を3mg/L以上に維持する〔1〕に記載の有機物の処理方法。
〔3〕 曝気工程における有機物と微生物との混合液に糸状菌発生抑制用の流動担体を導入する〔1〕に記載の有機物の処理方法。
本発明の方法によれば、曝気工程における有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)、BOD汚泥負荷を所定範囲にし、曝気工程、脱窒工程で窒素成分を硝化脱窒し、必要に応じ曝気工程における有機物と微生物との混合液に糸状菌発生抑制用の流動担体を導入することで高MLVSS運転が可能になる。その結果、余剰汚泥の発生を抑制し、浄化槽における有機物処理のランニングコストを軽減することができる。
以下、本発明を詳細に説明する。本発明の有機物の処理方法は、例えば以下の条件で行う。
(a) 曝気槽のMLVSSと沈降率
余剰汚泥を減らそうとすれば、曝気槽のMLVSSを高く運転すればよい事は式(3)から理論上明確である。
余剰汚泥を減らそうとすれば、曝気槽のMLVSSを高く運転すればよい事は式(3)から理論上明確である。
この場合、汚泥を系外に排出しないためには汚泥管理が重要になる。操業MLVSSを高くすると汚泥の沈降率が悪くなる。図2に曝気槽の濁度と沈降率の関係を表した実験データを示す。
ここでの沈降率は、メスシリンダーに曝気槽の溶液を1000mL採取し24時間静置後、上澄液の溶液全体に対する割合を表している。濁度とMLVSSの関係は全ての浄化槽で必ずしも同じではないが、MLVSS濃度1mg/Lは(1.6×濁度)mg/L程度である。このデータはサイクル1の回分式浄化槽で取得した。
図2の結果は、浄化槽が回分式である限りMLVSS濃度8kg/m3(濁度5000mg/L)程度で運転しても沈降率は50%あり、固液分離に問題はないことを示している。
この浄化槽はBOD容積負荷を0.5kg/m3に設定しているので式(3)で議論したBOD汚泥負荷(BOD容積負荷/MLVSS濃度)は0.06kgBOD/kgMLVSS程度であり、汚泥の発生率(SUPSS/BOD)は0.3以下である。
図2に示したデータは、養豚糞尿スラリー排水処理である。この施設では振動篩で前処理している。SS中の10%程度が曝気槽の滞留時間(15日)内では処理できない豚毛、食べかすである。
この養豚糞尿スラリー排水処理で処理できないSSはBODの20%以上あり、このことを考えると当設備でのSUPSS/BOD=30−20=10%と推定できる。
連続処理の場合、沈澱槽の滞留時間内に、移送した溶液を汚泥と処理水とに分離する必要がある。図3に連続処理の場合の曝気槽の全有機炭素濃度(TOC)と24時間沈降率を示す。TOCは、株式会社島津製作所製 TOC−5000を用いて測定した。
曝気槽のTOC濃度が上ると沈降率は悪くなる。曝気槽TOCとMLVSSとの関係は凡そMLVSS濃度1kg/m3に対し(2.5×TOC)kg/m3である。このデータを取得した設備の沈澱槽の滞留時間は3.5時間に設定している。当曝気槽の初期段階でのMLVSS濃度は5kg/m3(TOC2kg/m3)、最終段階では10kg/m3(TOC4kg/m3)に達している。
また、この設備のBOD容積負荷は初期段階では0.56kg/m3であり、曝気槽のBOD汚泥負荷は0.11kgBOD/kgMLVSS、最終段階でのBOD容積負荷は0.8kg/m3であり、BOD汚泥負荷は0.08程度になっている。この場合の汚泥引抜率(SUPSS/BOD)は0.15以下である。
このように、曝気槽の操業MLVSSを通常の2倍程度で運転しても何ら問題は発生しない。それだけではなく、汚泥発生量は大幅に減少する。尚、原水中に含まれる全窒素濃度は初期段階で3.3mg/L、最終段階で5mg/Lであったが、処理水では1mg/L以下になっている。
(b) 回分処理
養豚排水を最初沈澱槽で沈降させた上澄液を処理した結果を図4に示す。この実験の目的は、式(3)におけるSS中に処理できない豚毛・食べかす等を取り除いた場合、汚泥を引き抜かなくても曝気槽が維持できるかどうかを知ることである。ここでの測定はTOC計を使用している。
養豚排水を最初沈澱槽で沈降させた上澄液を処理した結果を図4に示す。この実験の目的は、式(3)におけるSS中に処理できない豚毛・食べかす等を取り除いた場合、汚泥を引き抜かなくても曝気槽が維持できるかどうかを知ることである。ここでの測定はTOC計を使用している。
TOC計でTOCとガラスフィルタを通したTOC(GFと定義する)を原水、曝気槽溶液、処理水について測定する。図中の計算は、式(3)を使用した。実験データは式(3)によって説明できることを表している。
原水はTOCが2535mg/L、GFが1851mg/L、BODが2800mg/L、SSが1700mg/Lであった。曝気槽のTOCは2882mg/L、GFは385mg/L、MLVSSは6250mg/Lであった。この場合、原水のSS/BODは0.61、BOD汚泥負荷は0.05である。
この実験結果と式(3)を使用した計算結果が良い一致を示していることは、式(3)を使用して汚泥の収支を論じても大きな間違いが無いことを示している。図4に示されているように約4ヶ月間、曝気槽から汚泥を引き抜くことなく処理は維持できた。通常沈澱分離前の原水を使用した場合汚泥の引き抜きは避けられなかった。
当施設の概略図を図5に示す。図5の有機物処理施設2では、原水槽4に汚濁原水が受入れられ貯留される。この原水は固液分離機6に導入され、畜毛、食べかす等の粗ゴミが取り除かれる。粗ゴミが取り除かれた分離液は最初沈澱槽8に導入され、沈降しやすいSSが取り除かれた液は曝気槽10に送られる。この液は、脱水機12から戻される分離液と共に、曝気槽10においてブロアー14と散気管16を通って酸素の供給を受けつつ好気条件で汚濁負荷が処理される。
曝気後の溶液は最終沈澱槽18に導入され、汚泥と放流可能な上澄液に分離される。最終沈澱槽18での沈澱物は、最初沈澱槽8での沈澱物と共に、汚泥溜槽20に送られ一時貯留される。この汚泥溜槽20中の汚泥は、凝集剤を添加すると共に脱水機12に導入され、脱水汚泥にされる。
この脱水汚泥は、固液分離機6からの粗ゴミと共に固形分22として堆肥舎24に送られる。
この施設では、脱窒槽を設けていないが間歇曝気を行うことで硝化脱窒を確実に行っている。原水の全窒素は800mg/Lであるが、処理水の全窒素は80mg/L以下になっている。
(c) 連続処理
処理できないSS成分の少ない原水として牛乳排水を用いて行った有機物処理施設の概略図を図6に示す。図6の有機物処理施設32では、原水槽34に汚濁原水が受入れられ貯留される。この原水は、脱水機38から戻される分離液及び沈澱槽40での沈澱物と共に、調整兼脱窒槽36に送られる。
処理できないSS成分の少ない原水として牛乳排水を用いて行った有機物処理施設の概略図を図6に示す。図6の有機物処理施設32では、原水槽34に汚濁原水が受入れられ貯留される。この原水は、脱水機38から戻される分離液及び沈澱槽40での沈澱物と共に、調整兼脱窒槽36に送られる。
沈澱槽40での沈澱物には曝気槽42で硝化された窒素成分が含まれる。調整兼脱窒槽36においては前記窒素成分の脱窒を行うと共に、原水槽34からの原水、脱水機38からの分離液、沈澱槽40からの沈澱物それぞれの流量調整を行う。脱窒された汚泥を含む液は曝気槽42に送られ、ブロアー44と散気管46を通って酸素の供給を受けつつ好気条件で汚濁負荷が処理される。
曝気後の溶液は沈澱槽40に導入され、汚泥と放流可能な上澄液に分離される。沈澱槽40での沈澱物の一部は前記調整兼脱窒槽36に送られ、残部は汚泥溜槽48に送られ一時貯留される。沈澱槽40溶液の沈降率の状態に応じ、沈澱物の調整兼脱窒槽36への流量と汚泥溜槽48への流量とがバルブ50、52で調整される。この汚泥溜槽48中の汚泥は、凝集剤を添加すると共に脱水機38に導入され、脱水汚泥にされる。この脱水汚泥は、固形分54として堆肥舎56に送られる。
この有機物処理施設32での実験は、汚泥の減量化に流動担体の及ぼす影響を調査するため全く同じ処理フローで曝気槽に担体を入れた場合と入れない場合を比較した。投入した流動担体の容積は曝気槽液量の10%以上20%以下である。原水、曝気槽の測定値を表1に示す。
流動担体としては、ウレタン、ゴム、ポリエチレン等を用いることができる。本例では特に好ましい流動担体としてウレタンを用いているが、必ずしもウレタンである必要はない。
初期の段階では、曝気槽のBOD容積負荷は0.6kgBOD/m3、BOD汚泥負荷は0.11kgBOD/kgMLVSS。最終段階でのBOD容積負荷は0.8kg/m3であり、BOD汚泥負荷は0.08kgBOD/kgMLVSS程度になっている。なおSS/BODは1〜1.2程度を維持している。
この様な曝気槽で引き抜いた汚泥量と投入した累積TOC負荷量を図7に示す。
担体有りの場合、初期に引き抜かざるを得なかったのは、糸状菌による固液分離率が悪いためであり、所定の操業条件を満たしていると糸状菌の増殖が抑制され、汚泥の引き抜きは行っていない。
曝気槽のMLVSSに大差がないにもかかわらず、担体がある場合引抜汚泥量が少ないのは担体中に生息する微生物濃度が溶液中に生息する微生物濃度より高いため、実質的な曝気槽の操業MLVSSが高く、自己酸化量が高いためと思われる。その傍証として同じ曝気システムにもかかわらず、曝気槽溶存酸素濃度を同じに保つためには担体有の曝気槽の曝気量は大きい。
それに対し、担体無しの場合、数日置きに汚泥を引き抜いており現在全投入BOD量の25%程度を引き抜いている。担体のない曝気槽で引抜汚泥量が多いのは、糸状菌が発生しているためと考えている。実際、顕微鏡で曝気槽の汚泥を調査すると糸状菌が観測される。言い換えると、担体を入れることで曝気槽で発生する糸状菌を抑制できる。
(d) 溶存酸素
浄化処理においては、汚泥を減少させることは極めて重要な課題であるが、汚泥を減らした結果、処理水の品質が落ちれば元も子もなくなる。図8に曝気槽の溶存酸素濃度と処理水の品質の関係を示す。曝気槽の溶存酸素濃度(DO)を下げると明らかに処理水の品質が下がる。
浄化処理においては、汚泥を減少させることは極めて重要な課題であるが、汚泥を減らした結果、処理水の品質が落ちれば元も子もなくなる。図8に曝気槽の溶存酸素濃度と処理水の品質の関係を示す。曝気槽の溶存酸素濃度(DO)を下げると明らかに処理水の品質が下がる。
長期間にわたる処理水の品質と曝気槽の溶存酸素濃度の関係を図9に示した。このグラフは曝気槽の溶存酸素濃度を0.5mg/L毎に区切り、その間の処理水TOC濃度の平均値を示している。DOは、株式会社ダイセク製 KDS−25を用いて測定した。
グラフから明らかなように、DOを増やしてゆくと処理水の品質は良くなる。SSの少ない溶液ではBOD濃度1kg/m3に対し(0.5×TOC)kg/m3の関係が得られている。従って、放流水の品質をBOD<50mg/Lに維持しようとすれば曝気槽のDO>2mg/L、好ましくはDO>3mg/Lを維持する必要がある。
曝気槽を高DOで操業しようとした場合、糸状菌が発生しやすいと言われている。前述したように、流動担体を曝気槽に導入すれば糸状菌の発生が抑えられる。回分式の曝気槽の場合、処理完了時の曝気槽のDO値は2mg/Lを超えている。これらのことを考慮すれば、流動担体を導入した曝気槽で溶存酸素濃度を2mg/L以上に保てば糸状菌の発生を抑制しつつ、処理水の品質を落とすことなく汚泥の発生を抑制できる浄化システムが可能である。
汚泥の発生を制限しようとして、曝気槽を高MLVSSで運転すると、活性汚泥の内生呼吸に必要な酸素量が増大し、設計段階でこの事を考慮していないと酸素不足に陥る。実際の浄化槽では設計段階で操業MLVSSを決定し、必要酸素量を算定する。しかし、従来の浄化槽の運転では操業が始まると自然と負荷量が増大(より多くの排水を処理しようとする)し、操業MLVSSが高くなり、結果的に酸素不足に陥いる事になる施設が多い。
このような場合、酸素供給効率のよい散気管を使用すればブロアーの増強を行わなくても対応できる場合が多い。
活性汚泥法は、浄化槽内で活性汚泥の増殖と自己酸化(内生呼吸)を繰り返しながら曝気槽内の活性汚泥量を制御する事で成立しているシステムである。従って、増殖と自己酸化のバランスが崩れると正常な処理が出来なくなる。言い換えると、自己酸化が増殖を超えると汚泥量が減少し、BODが処理出来なくなるし、増殖が自己酸化を超えると汚泥を引き抜かざるを得なくなる。このプロセスは酸素を必要とするプロセスである。
(e) 窒素の影響
前に述べたように、活性汚泥法は汚泥の増殖と自己酸化によって浄化槽内の汚泥量を制御するシステムである。汚泥の増殖にはBODのみならず窒素が必要である。原排水に含まれる全窒素とBODの割合は排水毎に異なる。窒素成分の低い排水では汚泥を引き抜き過ぎると汚泥不足に陥り、BOD処理が順調に行えなくなる。
前に述べたように、活性汚泥法は汚泥の増殖と自己酸化によって浄化槽内の汚泥量を制御するシステムである。汚泥の増殖にはBODのみならず窒素が必要である。原排水に含まれる全窒素とBODの割合は排水毎に異なる。窒素成分の低い排水では汚泥を引き抜き過ぎると汚泥不足に陥り、BOD処理が順調に行えなくなる。
他方、窒素成分の多い排水を処理する時、増殖に必要な窒素成分が十分にあるため活性汚泥の増殖が際限なく行われ大量の汚泥が発生することになる。汚泥の発生を制御しようとすれば窒素処理を行わざるを得ない。
図10に意識的にアンモニアを投入して汚泥の増殖を調べた結果を示す。この施設での原水のBOD/TN比は10以上であるが、BOD/TN比が6±1になるように原水にアンモニアを投入している。BOD/TN比が10以上であれば曝気槽内の汚泥の増殖は観測されなかったが、BOD/TN比を6±1にすると汚泥の増殖が始まり、曝気槽のDOが1mg/L以下に下がり、投入したアンモニアの処理が滞ってきた。TNは、株式会社オリオン製 Model920Aを用いてアンモニア態窒素、亜硝酸態窒素と硝酸態窒素を測定し、その合計とした。又、計量会社に依頼し直接TNを測定したりしている。
アンモニアを付加し始めて60日後にアンモニアの付加を停止すると、汚泥の増殖は止まり、DO>2mg/Lを維持でき、曝気槽内でのアンモニア濃度は大幅に減少した。このことから、汚泥を制御しようとすれば窒素の処理(硝化・脱窒)が完結出来るようにシステムを構成する必要がある。
図10には、曝気槽内TOCと式(3)による計算を比較している。BOD/TN比が6±1ではα=0.45を選ぶと測定結果と合致した。しかし、BOD/TN比を10±1にするとα=0.35に下がることが分かる。言い換えると曝気槽内に余剰の窒素が存在すれば、余剰汚泥が多くなる。余剰汚泥の発生を抑制しようとすれば、窒素の硝化脱窒を行う必要がある。
以上述べてきた事をまとめると次のように結論できる。
SS中に含まれる処理できないSSは余剰汚泥として引き抜かざるを得ない。その上に立って、余剰汚泥を減量することは可能である。その方法は
(1) 曝気槽の溶存酸素濃度(DO)をDO>2mg/L以上、好ましくは3mg/L以上に維持する。
(2) 曝気槽の運転時のBOD汚泥負荷(BOD/MLVSS)を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSS付近で運転する。
(3) 窒素成分を硝化脱窒を行うことで汚泥の増殖を制限する。
(4) 流動担体を導入することで、糸状菌の発生を抑制する。
とまとめられる。
(1) 曝気槽の溶存酸素濃度(DO)をDO>2mg/L以上、好ましくは3mg/L以上に維持する。
(2) 曝気槽の運転時のBOD汚泥負荷(BOD/MLVSS)を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSS付近で運転する。
(3) 窒素成分を硝化脱窒を行うことで汚泥の増殖を制限する。
(4) 流動担体を導入することで、糸状菌の発生を抑制する。
とまとめられる。
以上のことから、有機物と微生物との混合液中に、空気、酸素、又はこれらの混合物を導入して 曝気槽の混合液の溶存酸素濃度(DO)を2mg/L以上、好ましくは3mg/L以上、BOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持しながら有機物を生分解処理すると共に窒素成分を硝化処理する曝気工程と、有機物と微生物との混合液のBOD/TN比を10以上に維持しながら窒素成分を嫌気処理する脱窒工程とを繰り返し、必要に応じ曝気工程における有機物と微生物との混合液に糸状菌発生抑制用の流動担体を導入することにより、汚泥の増殖を制限でき、安定した有機物の処理ができる。以上の条件によれば、汚泥の発生量(乾重量)を投入原水BOD乾重量の15%以下に制限できる。
以下、本発明を実施例により、具体的且つ詳細に説明するが、本発明は実施例により限定されるものではない。
実施例1
図6に示す有機物処理装置を用いて、処理対象有機物の牛乳排水について、180日間、以下の処理条件で有機物の処理を行った。
図6に示す有機物処理装置を用いて、処理対象有機物の牛乳排水について、180日間、以下の処理条件で有機物の処理を行った。
調整兼脱窒槽36に貯留された微生物液に処理対象有機物の牛乳排水(BOD1000mg/L、TN30mg/L、BOD/TN比33、TOC300mg/L)を原水槽34から流量400m3/日で投入した。
なお、流動担体としてのウレタンが曝気槽液量に対して20容積%投入されている。
曝気槽42に貯留された微生物液800m3(BOD容積比0.5kgBOD/m3、BOD汚泥負荷0.06kgBOD/kgMLVSS)に調整兼脱窒槽36の溶液を流量800m3/日で投入した(返送汚泥量400m3/日)。
曝気槽42では、ブロアー44から曝気槽42底部に空気を散気管46を通して微細気泡とし、曝気量を800〜1000m3/時間の範囲内で適宜調節して導入し、曝気槽42内の微生物液のDOを2〜3mg/Lに保った。
曝気後の溶液を沈澱槽40に流量800m3/日で導入し、汚泥と放流可能な上澄液に分離した。
沈澱槽40での沈澱物は、調整兼脱窒槽36への返送分の流量と、汚泥溜槽48への送液分の流量とを有機物の処理状態に応じて(曝気槽42内の微生物液のBOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持)適宜調節した。なお、調整兼脱窒槽36への返送分だけでは不足する場合は、汚泥溜槽48に貯留された汚泥により、その不足分を補充した。
以上の有機物処理の結果、有機物の処理状態は安定に保たれ、汚泥溜槽48に貯留された汚泥が増加することなく、即ち汚泥の増殖を制限でき、安定した有機物の処理ができた。
2、32 有機物処理施設
4、34 原水槽
6 固液分離機
8 最初沈澱槽
10、42 曝気槽
12、38 脱水機
14、44 ブロアー
16、46 散気管
18 最終沈澱槽
20、48 汚泥溜槽
22、54 固形分
24、56 堆肥舎
36 調整兼脱窒槽
40 沈澱槽
50、52 バルブ
4、34 原水槽
6 固液分離機
8 最初沈澱槽
10、42 曝気槽
12、38 脱水機
14、44 ブロアー
16、46 散気管
18 最終沈澱槽
20、48 汚泥溜槽
22、54 固形分
24、56 堆肥舎
36 調整兼脱窒槽
40 沈澱槽
50、52 バルブ
Claims (3)
- 有機物と微生物との混合液中に、空気、酸素、又はこれらの混合物を導入して有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を2mg/L以上、BOD汚泥負荷を0.07±0.02kgBOD/kgMLVSSに維持しながら有機物を生分解処理すると共に窒素成分を硝化処理する曝気工程と、硝化された窒素成分を有機物の存在下で嫌気処理する脱窒工程とを有することで、汚泥の発生量(乾重量)を投入原水BOD乾重量の15%以下に制限する有機物の処理方法。
- 曝気工程における有機物と微生物との混合液の溶存酸素濃度(DO)を3mg/L以上に維持する請求項1に記載の有機物の処理方法。
- 曝気工程における有機物と微生物との混合液に糸状菌発生抑制用の流動担体を導入する請求項1に記載の有機物の処理方法。
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---|---|---|---|
JP2005175879A JP2006346572A (ja) | 2005-06-16 | 2005-06-16 | 有機物の処理方法 |
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Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
JP2009072739A (ja) * | 2007-09-25 | 2009-04-09 | Ibiden Co Ltd | 被処理物質の生分解処理方法 |
JP2016221426A (ja) * | 2015-05-27 | 2016-12-28 | オルガノ株式会社 | 排水処理方法及び排水処理装置 |
US10590018B2 (en) | 2015-03-31 | 2020-03-17 | Organo Corporation | Method for forming aerobic granules, device for forming aerobic granules, method for treating wastewater, and device for treating wastewater |
-
2005
- 2005-06-16 JP JP2005175879A patent/JP2006346572A/ja active Pending
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