CN105960380A - 排水处理方法 - Google Patents

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Abstract

本发明提供一种利用磁活性污泥法的排水处理方法，其能够抑制生物处理槽中污泥的过量增殖，降低与污泥抽出一起排出到系统外部的磁粉的排出量，降低运行成本。在将含有有机物的排水导入到处理槽(1)中，并通过处理槽(1)内的活性污泥对该排水进行生物处理的排水处理方法中，向所述处理槽(1)内的被处理水中添加磁粉，并且使作为微生物菌丛的属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，将所述微生物所需的微量营养盐以与导入所述处理槽的排水的有机物浓度(mg/L)及流入量、或所述排水的流入量成比例的添加量进行添加，同时利用磁分离装置(4)对生物处理后的处理后水作用磁场，利用其磁力从所述处理后水固液分理出所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，将固液分离后得到的所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回到所述处理槽(1)内。

Description

排水处理方法
技术领域
本发明涉及一种利用磁力处理排水的排水处理方法。
背景技术
活性污泥法是很久之前便存在的一种排水处理技术，其具备生物处理槽和沉淀槽，是一种使在生物处理槽中增殖出的污泥在沉淀槽中进行沉淀分离，并使沉淀的污泥回流到生物处理槽的运行方法。在活性污泥法中，由于有机物的分解依赖于微生物反应，因此需要较长的处理时间，此外，存在如下问题，即伴随有机物分解而增殖成的微生物块的污泥会大量产生，成为多余污泥。作为这些问题的解决方法，可以列举使反应槽内的活性污泥浓度高浓度化的方法。通过较高地保持活性污泥的浓度，能够提高处理速度，此外，可促进基于微生物所具有的自氧化作用进行的污泥减量，并可预期多余污泥产生量降低。决定反应槽中的活性污泥浓度的因素是在沉淀槽中堆积的回流污泥的浓度。在通常的重力沉淀槽中，回流污泥的浓度上限低至数千mg/L～一万mg/L，提高回流污泥的浓度成为反应槽内活性污泥浓度的高浓度化的技术问题。
作为解决上述技术问题的方法，可列举磁活性污泥法。磁活性污泥法为如下所述的运行方法，即，在生物处理槽中添加磁粉，使之与在生物处理槽中增殖出的污泥(微生物)结合并对其赋予磁性，之后利用磁分离装置对磁粉和与之结合而成的污泥进行固液分离，再将其回流到生物处理槽中(下述专利文献1～3)。根据磁活性污泥法，能够使回流污泥的浓度为数万mg/L～十万mg/L左右，相较于活性污泥法，能够高浓度化至十倍左右。由此，能够提高依赖于微生物反应的有机物分解的处理效率，此外，可促进基于微生物所具有的自氧化作用进行的污泥减量。在污水等以低浓度含有有机物的排水的情况下，能够使外观上的多余污泥的产生量为零。
现有技术文献
专利文献
专利文献1：国际公开第2004/054935号公报
专利文献2：日本专利公开2005-161160号公报
专利文献3：日本专利公开2005-161161号公报
发明内容
(一)要解决的技术问题
然而，若将磁活性污泥法应用于以高浓度含有有机物的排水中，则由于回流污泥被高浓度化，因此在生物处理槽中污泥过量增加，引起曝气不良及搅拌不良，增殖出的污泥成为处理水质降低的主要原因。作为其对策，可利用污泥抽出进行活性污泥浓度的优化，但在生物处理槽中增殖的污泥(微生物)与磁粉牢固地结合，污泥抽出的同时磁粉也被排出到系统外部。因此，需要补充添加磁粉，存在运行成本变高这样的问题。
因此，本发明的目的在于，提供一种排水处理方法，其在基于磁活性污泥法的排水处理方法中，能够抑制生物处理槽中污泥的过量增殖，降低与污泥抽出一起排出到系统外部的磁粉的排出量，降低运行成本。
(二)技术方案
为了实现上述目的，本发明的排水处理方法是将含有有机物的排水导入到处理槽中，通过处理槽内的活性污泥对该排水进行生物处理，所述排水处理方法的特征在于，向所述处理槽内的被处理水中添加磁粉，并且使作为微生物菌丛的属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，将所述微生物所需的微量营养盐以与导入所述处理槽的排水的有机物浓度(mg/L)及流入量、或所述排水的流入量成比例的添加量进行添加，同时使磁性作用于生物处理后的处理后水，利用其磁力从所述处理后水固液分离出所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，将固液分离后得到的所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回到所述处理槽内。
此外，还有一种排水处理方法，其将含有有机物的排水导入到处理槽中，通过处理槽内的活性污泥对该排水进行生物处理，所述排水处理方法的特征在于，向所述处理槽内的被处理水中添加磁粉，并且使作为微生物菌丛的属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，在达到稳定运行以后，仅在所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)从稳定状态增加而超过了规定变化率的情况下，才开始添加所述微生物所需的微量营养盐，直到所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)再次达到稳定状态或开始减少，在持续添加所述微量营养盐的同时，使磁性作用于生物处理后的处理后水，利用其磁力从所述处理后水固液分离出所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，将固液分离后得到的所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回到所述处理槽内。
根据本发明的排水处理方法，利用磁力从处理后水固液分离出磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，并将其送回到处理槽内，因此能够将生物处理所需的微生物菌丛与磁粉一起回收，而不会散失到系统外部。据此，现有方法中含有微生物菌丛的污泥的回收所需的沉淀槽成为并非必须的结构，能够简化设备结构。此外，作为生物处理的微生物菌丛，使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，因此能够抑制多余污泥的产生，可以不将磁粉作为多余污泥排出到系统外部，因此能够减少磁粉的使用量。而且，根据排水处理的实际状况来添加上述微生物所需的微量营养盐，因此能够降低其使用成本，此外，能够防止由于微量营养盐过量添加而抑制上述微生物的生长。
在本发明的排水处理方法中，优选地，向所述处理槽中导入含有所述有机物的排水，使有机物容积负荷(kg/m3·日)为1.0以上1.5以下。
此外，优选地，在达到稳定运行以后，以使所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)为8000以上且不足30000的方式运行。
此外，优选以仅在所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)增加而超过了30000以上的情况下，才将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥抽出到系统外部，使所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)不足30000的方式进行运行。
此外，优选地，以根据所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)，阶段性地对将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回所述处理槽内时的回流速度进行增减的方式进行运行。
此外，优选地，在将所述处理槽内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)设为1时，以使所述磁粉的浓度(mg/L)与所述处理槽内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)的比为0.2以上3以下的方式，添加所述磁粉。
此外，优选属于所述芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物为由环状芽孢杆菌(Bacillus circulans)、凝结芽孢杆菌(Bacillus coagulans)、迟缓芽孢杆菌(Bacillus lentus)、地衣芽孢杆菌(Bacilluslicheniformis)、巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium)、枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)、嗜热脂肪土芽孢杆菌(Geobacillusstearothermophilus)、热葡糖苷酶土芽孢杆菌(Geobacillusthermoglucosidasius)、就地堆肥地芽孢杆菌(Geobacillus toebii)、及杂利地芽孢杆菌(Geobacillus zalihae)构成的群中选出的一种或两种以上。
此外，优选地，所述磁粉包含铁，所述微量营养盐不包含铁。
(三)有益效果
根据本发明的排水处理方法，在基于磁活性污泥法的排水处理方法中，能够抑制生物处理槽中的污泥的过量增殖，降低与污泥抽出一起排出到系统外部的磁粉的排出量，并降低运行成本。
附图说明
图1是用于实施本发明的排水处理方法的排水处理装置的概要结构图。
图2是表示本发明的排水处理方法中使用的磁分离装置的方式的第一例的说明图。
图3是表示本发明的排水处理方法中使用的磁分离装置的方式的第二例的说明图。
图4是表示本发明的排水处理方法中使用的磁分离装置的方式的第三例的说明图。
图5是表示本发明的排水处理方法中使用的磁分离装置的方式的第四例的说明图。
图6是表示本发明的排水处理方法中使用的磁分离装置的方式的第五例的说明图。
图7是表示试验例1的比较例1及实施例1在试验期间的处理槽内的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度变化的图表。
图8是将试验例2的实施例2在试验期间的处理槽内的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度变化与试验例1的比较例1的结果一起示出的图表。
具体实施方式
下面，参照附图对本发明的实施方式进行说明。
图1表示用于实施本发明的排水处理方法的排水处理装置的概要结构图。该排水处理装置具备：用于利用活性污泥进行生物处理的处理槽1、用于向处理槽1内的被处理水中添加磁粉的磁粉罐2、用于使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势的装置3、以及用于从生物处理后的处理后水使磁粉和由该磁粉结合而成的污泥固液分离的磁分离装置4。这些装置通过配管连通，并利用未图示的泵、阀门，将各自的内容物容纳其中，或使其向其他处移动，直到完成规定处理为止。
在处理槽1中，从排水供给管路L1导入含有有机物的排水。排水供给管路L1中配置有流量计17和有机物浓度测定器18，能够分别利用流量计17来测定导入处理槽1中的排水的流入量，以及利用有机物浓度测定器18来测定导入处理槽1中的排水的有机物浓度(mg/L)。此外，处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)可以通过MLSS浓度测定器19来测定。排水的有机物浓度(mg/L)、被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)可以根据日本工业标准JISK101中记载的悬浊物质分析方法来测定。
在处理槽1中被生物处理过的处理后水通过取出管路L2送到磁分离装置4中，在磁分离装置4中，固液分离出磁粉及由该磁粉结合而成的污泥和净化过水质的处理水。处理水通过排出管L3排出到系统外部。
另一方面，在磁分离装置4中固液分离出的磁粉及由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分，通过回流管L4送回到处理槽1内。另外，多余污泥可根据需要通过污泥取出管路L5排出到系统外。
另外，在图1中，磁分离装置4表示为与从处理槽1延伸出的配管连通的结构体，但也可以如后述那样，只要是能够从生物处理后的处理后水固液分离出磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的装置即可，不必一定是与从处理槽1延伸出的配管连通的结构体。此外，在图1中没有图示出对排水流入量进行调整的调整槽、去除流入水中所含的悬浮物的沉淀池、用于向处理槽内的被处理水导入氧气的曝气装置、以及用于对处理水进行消毒的消毒装置等，但当然也可以适当地设置这些设备。而且，也可以在磁分离装置4之后设置沉淀槽，以沉淀分离在磁分离装置4中未去除干净的固体物质(包括污泥)。
从磁粉罐2向处理槽1内的被处理水添加磁粉。磁粉可以以粉末状的方式添加，或以将磁粉分散到水等分散剂中的状态添加。作为磁粉的材质，可以为顺磁性粉或强磁性粉中的任意一种，例如可以列举氧化铁、钴、氧化铬、铁氧体等。处理槽1内的被处理水中，含有伴随有机物分解而增殖的微生物菌丛的污泥形成为块状，磁粉进入到污泥块的三维结构体构成的孔、凹陷等中，或产生静电相互作用，成为与污泥结合的状态，或至少成为容易结合的状态，在该状态下进行排水的生物处理。
若磁粉的粒径过大，则磁粉、与其结合而成的污泥由于自重而从被处理水中分离、沉淀，因此通常该粒径优选为0.05μm以上10μm以下的范围，更加优选为0.05μm以上5μm以下的范围。此外，若磁粉的矫顽磁力过大，则磁粉、与其结合而成的污泥由于自身的磁力而凝集，从被处理水中分离、沉淀，因此通常该矫顽磁力优选为104/4πA/m以上4×105/4πA/m以下的范围，更加优选为2×105/4πA/m以上3×105/4πA/m以下的范围。
作为磁粉的添加量，在将处理槽1内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)设为1，优选磁粉的浓度(mg/L)与其的比成为0.2以上3以下的方式进行添加，更加优选以成为0.5以上2以下的方式进行添加。若不到该范围，则有从生物处理后的处理后水固液分离出磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的效率变差的倾向，若超过该范围，则磁粉的成本也随之上升，均不优选。另外，被处理水中活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)可以通过日本工业标准JISK 101中记载的悬浊物质分析方法来测定。
关于在处理槽1内的生物处理，只要是向处理槽1内导入含有有机物的排水并滞留一定时间，另一方面，在处理槽1内中滞留或投入含有生物处理所需的微生物的活性污泥，并利用该活性污泥中的微生物对排水的污浊成分进行分解、去除的生物处理即可，并没有特别的限定。通常可以列举例如含有氨氧化菌、亚硝酸氧化菌等好氧性微生物的活性污泥、含有亚硝酸氧化菌等好氧性微生物和反硝化菌等厌氧性微生物的活性污泥等。
但是，在本发明中，作为处理槽1内的被处理水的微生物菌丛，需要使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势。这里，占优势是指，在处理槽1内的被处理水的微生物菌丛中其数量占优势。是否占优势，是在处理槽1内通过16SrDNA序列的判定等对生存的生物群随机地进行确定，可求出并得知属于目标属种的微生物相对于其他生物种类以多少比例存在。具体来说，优选使属于目标属种的微生物在处理槽1内的被处理水1mL中的菌数大约存在1×106个～1×109个。
用于使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势的装置3，作为使其占优势的手段，可利用如下方法等实施使其占优势的手段：(1)向处理槽1内的被处理水中添加属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物所需的微量营养盐(在该情况下，装置3可以构成为用于向处理槽1内的被处理水中添加微量营养盐的微量营养盐供给用罐。)；(2)向处理槽1内的被处理水中添加属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物(在该情况下，装置3可以构成为用于向处理槽1内的被处理水中添加该微生物的微生物供给用罐。)；(3)向处理槽1内的被处理水中添加接种污泥(在该情况下，装置3可以构成为用于向处理槽1内的被处理水中添加该接种污泥的接种污泥供给用罐。)上述接种污泥是另外使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势而运行的排水处理运行时得到的；(4)由于属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物具有耐高温的性质，因此通过加温对杂菌进行杀菌，使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物的比率相对性地提高(在该情况下，装置3可以构成为用于对该接种污泥加温处理且向处理槽1内的被处理水中添加的接种污泥加温/供给用罐)。其中，所述(1)、(2)、(3)手段简便且有效，利用该手段易于预测占优势的状态，故优选。
作为上述微量营养盐，可以列举例如硅酸钠、氯化铁(II)、氯化铁(III)、硫酸铁、氧化铝、氧化钙、氧化镁等，也可以使用这些中的两种以上的混合物。这里，向处理槽1内的被处理水中添加的磁粉包含铁的情况下，由该磁粉充分地供给作为微量营养的铁成分，因此优选使用不含铁，而是优选含硅的微量营养盐。由此，能够减少微量营养盐的使用量。
在本发明中的第一方式中，在使上述微生物占优势的同时，以与导入到处理槽1中的排水的有机物浓度(mg/L)及流入量成比例，或与导入到处理槽1中的排水的流入量成比例的添加量添加上述微量营养盐。由此，能够降低微量营养盐的使用量，能够降低其使用成本。此外，能够防止由于微量营养盐过量添加而抑制上述微生物的生长。在图1的排水处理装置中，从用于使上述微生物占优势的装置3(在该情况下，构成为微量营养盐供给用罐。)向处理槽1内的被处理水中，以与利用有机物浓度测定器18测定的有机物浓度(mg/L)及利用流量计17测定的流入量成比例的添加量，或与利用流量计17测定的流入量成比例的添加量添加上述微量营养盐。
更具体地，例如，在将排水的有机物浓度(mg/L)设为A，将排水的流入量设为B时，以A×B×K1(K1为规定系数)的量添加上述微量营养盐。或者，对于有机物浓度，在运行开始之前进行测定，若设置好目标，则不必时常测定。例如，在排水的有机物浓度一定的情况下，微量营养盐的添加量与排水的流入量成比例，为B×K2(K2＝A×K1)。此外，排水的流入量增加到两倍时，将上述微量营养盐以2×B×K2的量进行添加。更具体地，若A为200(mg/L)、B为1000(L)、K1为0.01，则微量营养盐添加2g即可。这里，优选地，将排水的有机物浓度(mg/L)或流入量设定为一定的时间宽度例如30分钟等，求出该时间宽度上的平均值，从而来判定上述微量营养盐的添加量。由此，能够进行反映实际状况且更高效的控制。
在本发明中的第二方式中，使上述微生物占优势的同时，在达到稳定运行以后，仅在处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)从稳定状态增加到超过规定变化率的情况下，才开始添加上述微量营养盐，持续上述微量营养盐的添加，直到处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)再次达到稳定状态或开始减少。作为该变化率，例如典型例而言为10％等，但并不限定于此。可以设定为与排水处理相适的任意变化率。由此，能够降低微量营养盐的使用量，能够降低其使用成本。此外，能够防止由于微量营养盐过量添加而引起的上述微生物的生长抑制。图1的排水处理装置中，在达到稳定运行以后，仅在由MLSS浓度测定器19测定的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)从稳定状态增加到超过变化率10％的情况下，从用于使上述微生物占优势的装置3(在该情况下，构成为微量营养盐供给用罐)，向处理槽1内的被处理水中添加上述微量营养盐。并且，持续上述微量营养盐的添加，直到处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)再次达到稳定状态或开始减少。另外，稳定运行是指，以处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)变化率不超过规定范围的方式进行排水处理的运行的状态。作为该变化率的规定范围，例如就典型例而言为±10％等，但与上述同样地，并不限定于此，该变化率的规定范围也可以根据排水处理的特性任意地设定。此外，所谓MLSS浓度的稳定状态，例如就典型例而言，是指测定日之前的规定期间(例如就典型例而言为三天)的MLSS浓度的平均值。在该情况下，用于求出平均值的期间任意设定即可。
更具体地，例如进行如下操作等，从处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)达到稳定开始，比较从测定日的前一天开始三天内的MLSS浓度的平均值和测定日的MLSS浓度，求出其变化率，若变化率超过10％、MLSS浓度增加，则开始上述微量营养盐的添加，之后，若MLSS浓度再次达到稳定状态或该变化率变为0％以下，即开始减少，则终止上述微量营养盐的添加。
作为属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物，可以列举例如环状芽孢杆菌(Bacillus circulans)(例如NBRC13626株等)、凝结芽孢杆菌(Bacillus coagulans)(例如NBRC12583株等)、迟缓芽孢杆菌(Bacillus lentus)(例如NBRC16444株等)、地衣芽孢杆菌(Bacilluslicheniformis)(例如NBRC12200株等)、巨大芽孢杆菌(Bacillusmegaterium)(例如NBRC15308株等)、枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)(例如NBRC101239株等)等属于芽孢杆菌属的微生物、嗜热脂肪土芽孢杆菌(Geobacillus stearothermophilus)(例如NBRC12550株等)、热葡糖苷酶土芽孢杆菌(Geobacillus thermoglucosidasius)(例如NBRC107763株等)、就地堆肥地芽孢杆菌(Geobacillus toebii)(例如NBRC107807株等)、杂利地芽孢杆菌(Geobacillus zalihae)(例如NBRC15313株等)等属于土芽孢杆菌属的微生物。
磁分离装置4是用于从生物处理后的处理后水将磁粉和由该磁粉结合而成的污泥(包含微生物菌丛)进行固液分离的装置，将该固液分离后的液体部分，作为水质被净化的处理水从排出管L3排出到系统外部，另一方面，回收磁粉及由该磁粉结合而成的污泥，并作为回流污泥通过回流管L4送回到处理槽1内，从而确保处理槽1内的被处理水中生物处理所需的活性污泥量。此外，通过磁分离装置4回收的污泥，也可以根据需要作为多余污泥通过污泥取出管路L5排出到系统外。但是，在该情况下，污泥结合的磁粉也被排出到系统外部，因此需要补充磁粉。
在本发明中，在处理槽1内通过包含使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势的微生物菌丛的污泥，对含有有机物的排水进行处理。属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物的污泥分解能力(分解微生物的能力)高，因此在本发明中能够抑制污泥中微生物的增殖。因此，仅在所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)增加到超过30000以上的情况下，将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥抽出到系统外部，能够以使所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)不足30000的方式进行运行。由此，能够减少磁粉的使用量。
磁分离装置4只要是能够从生物处理后的处理后水将磁粉和由该磁粉结合而成的污泥进行固液分离的装置即可，对其结构等并没有特别的限定。下面，参照图2～图6，对磁分离装置4的各种方式进行说明。
图2中示出了磁分离装置4的方式的第一例。该方式的磁分离装置41中设置有与从处理槽1延伸出的配管连通的流路5，流路5具有规定容积，由此，使生物处理后的处理后水通过流路5时滞留规定时间并通过。在该流路5的上方，将旋转盘6配置为使其大约下半部浸入流过流路5的生物处理后的处理后水中，并通过未图示的驱动装置进行旋转。在图2中，沿旋转盘6周向的旋转方向，在浸入到生物处理后的处理后水中的部分，相对于水流为前向方向。
此外，将多个该旋转盘6在图2中沿未图示的深度方向同轴且以规定间隔并列排列，以仅留有微小间隙的状态，配置在流路5宽度方向的几乎整体。在旋转盘6表面整体、或可大致覆盖流路5的流水深度的范围配置有磁体。磁粉及由磁粉结合而成的污泥利用上述磁体的磁吸引力，附着到旋转盘6的表面上。
在旋转盘6从处理后水的水面露出的部分上，以沿着旋转盘6两侧表面的方式配置有刮刀7，其将附着在旋转的旋转盘6上的磁粉及由磁粉结合而成的污泥刮掉。被刮刀7刮掉的磁粉及由磁粉结合而成的污泥落到未图示的排出溜槽等上，从处理后水中分离出来，取出至规定的位置。
图3中示出了磁分离装置4的方式的第二例。在该方式的磁分离装置42中配置有旋转鼓8，代替上述图2中示出的旋转盘6。在旋转鼓8的表面上配置有磁体。旋转鼓8以其下半部浸入处理后水中的方式配置，在从处理后水的水面露出的部分上，以沿着旋转鼓8表面的方式配置有刮刀9。因此，利用旋转鼓8表面的磁体，使处理后水中含有的磁粉、磁粉集合的污泥附着到旋转鼓8的表面，并被刮刀9刮掉，从而从处理后水中分离出来。
图4示出了磁分离装置4的方式的第三例。在该方式的磁分离装置43中，在处理槽1内插入配置有能够对磁场的产生进行开闭(ON/OFF)的电磁体10。此外，设置有以摩擦电磁体10表面的方式移动的刮刀11。进而，在排出处理后水时，如图4中的(a)所示，打开电磁体10而产生磁场，将磁粉及由磁粉结合而成的污泥M吸附到其表面上。若在该状态下使处理后水流过，磁粉及由磁粉结合而成的污泥M不会流走，能够仅使净化后的处理后水排出。接着，停止处理后水的排出，如图4中的(b)所示，关闭电磁体10使磁场消失使刮刀11下降，由此能够使吸附在电磁体10上的磁粉及由磁粉结合而成的污泥M落下。在该状态下，能够再次进行含有有机物的排水的生物处理。
图5示出了磁分离装置4的方式的第四例。该方式的磁分离装置44中，在处理槽1中设置有用于排出处理后水的排出管12，从该排出管12的中途，分支出将处理后水的一部分送回处理槽1的回流管13，回流管13与处理槽1连接。并且，在排出管12的分支出回流管13的附近的该管外部，配置有向处理后水的水流方向旋转的磁性生成鼓14，利用磁性生成鼓14的磁力，将磁粉及由该磁粉结合而成的污泥M向回流管13方向吸引。其结果为，处理后水中所含有的磁粉及由该磁粉结合而成的污泥M的大部分流入回流管侧13侧，回流到处理槽1中，使磁粉及由该磁粉结合而成的污泥的大部分被去除而净化的处理后水从排出管12流出。
图6示出了磁分离装置4的方式的第五例。该方式的磁分离装置45中，在处理槽1中设置有用于排出处理后水的排出管12，在该排出管12的中途，经由三通阀15分支出使处理后水的一部分返回处理槽1中的回流管13，回流管13与处理槽1连接。三通阀15可以将处理后水的流路在排出管12侧和回流管13侧间切换。在排出管12的三通阀15前部侧，设置有能够对磁力的产生进行开闭控制的电磁体等磁性生成模块16。
进而，如图6中的(a)所示，在利用磁性生成模块16产生磁力的状态下，若通过三通阀15使处理后水的流路通向排出管12侧，使处理后水通过排出管12流出，则处理后水中的磁粉及由该磁粉结合而成的污泥在磁性生成模块16附近被磁力吸附，使仅净化的处理后水从排出管12流出。
这样使处理后水流出后，解除磁性生成模块16的磁性生成，通过三通阀15使处理后水的流路通向回流管13侧进而使处理后水排出，则如图6中的(b)所示，吸附在磁性生成模块16上的磁粉及由该磁粉结合而成的污泥的磁吸附力被解除，与处理后水一起流入回流管13侧，返回到处理槽1内。
作为这些磁分离装置中使用的磁体，可以列举铁氧体磁体、橡胶磁体、钐钴磁体、铁-铬-钴磁体、钕磁体、塑料磁体等永久磁体、超导磁体、块磁体(バルク磁石)，电磁体等，只要可以产生磁场则不论其种类，但通常优选使用可便宜购入的永久磁体，例如铁氧体磁体。此外，由于使用铁氧体磁体的塑料制磁体较为稳定，因此即使露出状态下也可使用，但优选根据设置场所的状况，使表面被耐久性、耐腐蚀性等优异的材料包覆。另外，钕磁体、钐钴磁体等虽为强磁体，但容易腐蚀，因此需要实施防腐蚀包覆。防腐蚀包覆可以采用利用耐久性、耐腐蚀性优异的树脂进行涂覆、利用SUS304等不锈钢板进行包覆等各种方法。
磁分离装置表面的磁极排列，优选做成以2～20mm的磁化间隔交错排列N极和S极的状态。若该磁化间隔变窄，则含有磁粉的污泥的饱和附着量减少，若磁化间隔变宽，则含有磁粉的污泥的附着力减弱。磁分离装置的大小(直径、长度)、旋转部件的磁分离处理时的转速为任意，可以根据处理量选定，考虑设置空间、制造成本、运行成本等进行设定即可。
另外，具有磁分离装置的磁体的部件的结构、形状，可以采用板状、圆盘状、棒状等各种形状，能够与这些形状等匹配的刮刀等污泥回收装置进行组合。尤其通过使用如图3所示的旋转鼓型的部件，能够将装置结构简单化，不仅能够减少磁分离装置的制作成本，而且能够容易地进行维护检查。
此外，作为分离被吸附的磁粉及由磁粉结合而成的污泥的手段，除了刮刀之外，可以采用水等液体物的喷射、压缩空气的喷射等手段。
作为本发明对象的排水，只要是含有有机物的排水即可，并没有特别的限定，例如可以列举来自家庭排水、谷物淀粉制造业、乳制品制造业、肉类中心、制糖业、畜牧食品制造业、畜禽农业、肉制品制造业、肉火腿/香肠制造业、水产加工制品制造业、水产食品制造业、有机化学工业制造业、无机化学工业制造业等的排水。
在本发明中，由于能够提高处理槽1内的污泥浓度，因此即使对以高浓度含有有机物的排水，也能够在不会造成失误的前提下进行生物处理，且能够有效地运行。因此，优选向处理槽1中导入含有有机物的排水，使有机物容积负荷(kg/m3·日)为1.0以上1.5以下。有机物容积负荷(kg/m3·日)是指每单位容积的流入处理槽中的有机物量。
此外，在达到稳定运行以后，优选以处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)为8000以上且不足30000的方式进行运行。只要处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)在该范围内，则排水处理的效率稳定，能够长期运行而不需维护等，因此能够降低运行成本。
此外，优选地，以根据所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)，阶段性地对将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回所述处理槽内时的回流速度进行增减的方式进行运行。例如，在图2所示方式的磁分离装置41的情况下，通过调整旋转盘6的旋转速度来调整该回流速度；在图3所示方式的磁分离装置42的情况下，通过调整旋转鼓8的旋转速度来调整该回流速度；在图4所示方式的磁分离装置43的情况下，通过调整使电磁体10开/闭的时机来调整该回流速度；在如图5所示方式的磁分离装置44的情况下，通过调整磁性生成鼓14的旋转速度来调整该回流速度；在图6所示方式的磁分离装置45的情况下，通过调整三通阀15切换及使磁性生成模块16开/闭的时机来调整该回流速度。由此，能够将磁粉和由该磁粉结合而成的污泥通过排出管L3排出到系统外部的量限制到最小。更具体地，可以阶段性增减上述回流速度，例如在图3所示方式的磁分离装置42的情况下，MLSS浓度为8000以上且不足15000时，将旋转鼓8的旋转速度设为4rpm，在15000以上且不足22000时，将旋转速度设为6rpm，在22000以上且不足30000时，将旋转速度设为10rpm等。这里，处理槽1内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)，可以利用MLSS浓度测定器19测定并持续监控，但优选设定一定时间宽度，例如30分钟等，求出该时间宽度内的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)的平均值，判定是否超过上述阈值。由此，能够进行反映实际状况且更有效率的控制。
实施例
下面列举实施例来对本发明进行更加具体的说明，但本发明的范围并不被这些实施例所限定。
(试验例1)
使用如图1所示的结构的排水处理装置进行排水处理试验，其具备5L容量的部件作为其处理槽1，具备图3所示方式的鼓型部件作为其磁分离装置4。作为模拟污水，相对于1L自来水，溶解0.7g葡萄糖、0.7g淀粉、0.7g聚蛋白胨，配制成高浓度模拟排水(CODcr(化学耗氧量)：2000mg/L，T-N(总氮含量)：100mg/L)，并将其在水温为20～25℃、处理时间为48小时(每天2.5L)的条件下供给到上述排水处理装置从而进行了排水处理。处理槽内的曝气设为，曝气量5L/分钟、每30分钟进行开闭的间歇曝气。由于使属于芽孢杆菌属的微生物占优势，因此在运行开始时向处理槽1内的被处理水中，以使其浓度成为1000mg/mL的方式添加将Bacillus subtilisNBRC101239株以食堂排水(CODcr(化学耗氧量)：200mg/L)进行纯培养而得到的菌体。另外，用食堂排水培养而得的菌体1mg中存在菌数大约为1×106个～7×107个。此外，在磁粉罐2中，作为磁粉配制分散于水中的磁铁粒(粒径：大约0.5～4.0μm，矫顽磁力：大约1×105/4π～2×105/4πA/m)，并向处理槽1内的被处理水中适时适量地供给，以相对于试验结束时最终处理槽1内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)为1，使磁粉的浓度(mg/L)与其的比大约为1：1。
以上的排水处理试验作为实施例1。
另一方面，作为比较例1，实施基于现有公知的磁活性污泥法的排水处理试验。具体来说，除了在排水处理的运行开始时，向处理槽1内的被处理水中添加污水处理场的活性污泥来代替Bacillus subtilisNBRC101239株的菌体以外，其他与上述同样地进行排水处理试验。另外，在本条件下，在试验后期，处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度超过13000mg/L，处理槽1内的被处理水的粘性变高，会产生因曝气不良引起的溶氧不足、因搅拌不良引起的污泥堆积、发生腐败，造成处理水质恶化的倾向，因此为了使这些不影响水质评价，将利用磁分离装置4固液分离的污泥的一部分抽出到系统外部，使处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)浓度不超过13000mg/L，另一方面，补充与排出到系统外部的磁粉相当的量的磁粉。
进一步地，作为对照例1，除了在排水处理的运行开始时向处理槽1内的被处理水中添加污水处理场的活性污泥来代替Bacillussubtilis NBRC101239株的菌体，而且还配备1L容量的沉淀槽来代替磁分离装置4，将用于使该沉淀槽中的回流污泥固液分离的滞留时间设定为12小时，实施基于现有公知的活性污泥法的排水处理试验。另外，在对照例1中，试验期间中，处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度大约为4000mg/L左右以下，不会超过13000mg/L。
通过简单分析装置(“快速水质分析仪DR890”，HACH公司制)测定处理水的水质，在该水质稳定后的第15天以后，求出每三天的水质的平均值。将其结果示于下述表1。
(表1)
单位:mg/L
如表1所示，在实施例1中，可以对测试水样的水质的CODcr(化学耗氧量)：2000mg/L、T-N(总氮含量)：100mg/L进行水质净化，使得作为处理水的水质，达到CODcr：163mg/L、T-N：3mg/L。此外，处理水中的SS(悬浮物质量)为25mg/L左右。
另一方面，在比较例1中，处理水的水质为CODcr：235mg/L、T-N：14mg/L，处理水中的SS(悬浮物质量)为41mg/L左右。此外，在对照例1中，处理水的水质为CODcr：663mg/L、T-N：72mg/L，处理水中的SS(悬浮物质量)为129mg/L左右。
因此，磁活性污泥法中作为其微生物菌丛使属于芽孢杆菌属的微生物占优势的实施例1，与利用现有公知的磁活性污泥法的比较例1、利用现有公知的活性污泥法的对照例1相比，净化能力优异。
图7表示关于实施例1和比较例1在试验期间在处理槽1内的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度变化。另外，如上所述，比较例1中为使处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)浓度不超过13000mg/L而将污泥排出到系统外部，但在图7中，关于活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度超过13000mg/L的部分，表示为在处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的基础上加上抽出到系统外部的污泥部分所得到的数值。
如图7所示，实施例1中处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度大约在9000mg/L左右实现平衡状态化，与此相对，比较例1中未实现平衡状态化，在超过13000mg/L后持续增加。这是由于利用磁活性污泥法，为了使回流污泥的浓度实现高浓度化，反而使污泥过度增殖的缘故。对此，若使属于芽孢杆菌属的微生物占优势，则无需进行污泥的抽出，也无需进行磁粉的补充。
通过以上说明可明确，在磁活性污泥法中，作为其微生物菌丛使属于芽孢杆菌属的微生物占优势的排水处理法，能够使基于将回流污泥浓度实现高浓度化的有机物处理能力，与基于微生物自氧化作用的污泥减量作用取得很好的平衡，并发挥非常高效的净化能力。此外，明确可知即使在本试验例中所使用的高浓度模拟排水的条件下，也无需进行污泥的抽出，无需进行磁粉的补充。
(试验例2)
使用嗜热脂肪土芽孢杆菌NBRC12550株作为属于土芽孢杆菌属的微生物，来代替在试验例1的实施例1中的属于芽孢杆菌属的微生物，在运行开始时向处理槽1内的被处理水中，以使其浓度变为1000mg/mL的方式添加将该嗜热脂肪土芽孢杆菌NBRC12550株以食堂排水(CODcr(化学耗氧量)：200mg/L)纯培养而得到的菌体，除此以外与试验例1的实施例1相同地进行实施例2的排水处理试验。另外，用食堂排水培养而得的菌体1mg中存在菌数大约为3×106个～2×107个。
与试验例1同样地，通过简单分析装置(“快速水质分析仪DR890”，HACH公司制)测定处理水的水质，在该水质稳定后第14天以后，求出每三天的水质的平均值。将其结果示于下述表2。
(表2)
单位mg/L
如表2所示，在实施例2中，可以对测试水样的水质的CODcr(化学耗氧量)：2000mg/L、T-N(总氮含量)：100mg/L进行水质净化，使得作为处理水的水质，达到CODcr：179mg/L、T-N：9mg/L。此外，处理水中的SS(悬浮物质量)为43mg/L左右。
因此，磁活性污泥法中作为其微生物菌丛使属于土芽孢杆菌属的微生物占优势的实施例2，与试验例1的实施例1所示的磁活性污泥法中作为其微生物菌丛使属于芽孢杆菌属的微生物占优势的情况同样地，净化能力优异。
图8中一并示出关于实施例2在试验期间的处理槽1内活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度变化和图7所示的试验例1的比较例1的结果。另外，如上所述，在比较例1中为了使处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度不超过13000mg/L而向系统外抽出污泥，但关于图8所示活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度超过13000mg/L的部分，表示为在处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的基础上加上抽出到系统外部的污泥部分所得到的数值。
如图8所示，磁活性污泥法中作为其微生物菌丛使属于土芽孢杆菌属的微生物占优势的实施例2，与试验例1的实施例1所示的磁活性污泥法中作为其微生物菌丛使属于芽孢杆菌属的微生物占优势的情况相同地，处理槽1内的被处理水的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度在大约8500mg/L左右实现平衡状态化。
据上所述，已明确在磁活性污泥法中，作为其微生物菌丛使属于土芽孢杆菌属的微生物占优势的排水处理法，能够使基于将回流污泥浓度高浓度化的有机物处理能力，与基于微生物自氧化作用的污泥减量作用取得很好的平衡，并发挥非常高效的净化能力。此外，明确可知即使在本试验例中使用的高浓度模拟排水的条件下，也无需进行污泥的抽出，无需进行磁粉的补充。
附图标记说明
1：处理槽；
2：磁粉罐；
3：用于使属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势的装置(微量营养盐罐)；
4、41、42、43、44、45：磁分离装置；
5：流路；
6：旋转盘；
7、9、11：刮刀；
8：旋转鼓；
10：电磁体；
12：排出管；
13：回流管；
14：磁性生成鼓；
15：三通阀；
16：磁性生成模块；
17：流量计；
18：有机物浓度测定器；19：MLSS浓度测定器。

Claims (9)

1.一种排水处理方法，其将含有有机物的排水导入到处理槽中，通过处理槽内的活性污泥对该排水进行生物处理，所述排水处理方法的特征在于，向所述处理槽内的被处理水中添加磁粉，并且使作为微生物菌丛的属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，将所述微生物所需的微量营养盐以与导入所述处理槽的排水的有机物浓度(mg/L)及流入量、或所述排水的流入量成比例的添加量进行添加，同时使磁性作用于生物处理后的处理后水，利用其磁力从所述处理后水固液分离出所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，将固液分离后得到的所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回到所述处理槽内。
2.一种排水处理方法，其将含有有机物的排水导入到处理槽中，通过处理槽内的活性污泥对该排水进行生物处理，所述排水处理方法的特征在于，向所述处理槽内的被处理水中添加磁粉，并且使作为微生物菌丛的属于芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物占优势，在达到稳定运行以后，仅在所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)从稳定状态增加而超过了规定变化率的情况下，才开始添加所述微生物所需的微量营养盐，直到所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)再次达到稳定状态或开始减少，在持续添加所述微量营养盐的同时，使磁性作用于生物处理后的处理后水，利用其磁力从所述处理后水固液分离出所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥，将固液分离后得到的所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回到所述处理槽内。
3.根据权利要求1或2所述的排水处理方法，其特征在于，向所述处理槽中导入含有所述有机物的排水，使有机物容积负荷(kg/m3·日)为1.0以上1.5以下。
4.根据权利要求1至3中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，在达到稳定运行以后，以使所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)在8000以上且不足30000的方式运行。
5.根据权利要求1至4中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，以仅在所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)增加而超过了30000以上的情况下，才将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥抽出到系统外部，使所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物质(MLSS)的浓度(mg/L)不超过30000的方式进行运行。
6.根据权利要求1至5中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，以根据所述处理槽内的被处理水中的活性污泥悬浮物(MLSS)的浓度(mg/L)，阶段性地对将所述磁粉和由该磁粉结合而成的污泥的全部或一部分送回所述处理槽内时的回流速度进行增减的方式进行运行。
7.根据权利要求1至6中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，在将所述处理槽内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)设为1时，以使所述磁粉的浓度(mg/L)与所述处理槽内的被处理水中的活性污泥有机性悬浮物(MLVSS)的浓度(mg/L)的比为0.2以上3以下的方式，添加所述磁粉。
8.根据权利要求1至7中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，属于所述芽孢杆菌属或土芽孢杆菌属的微生物为由环状芽孢杆菌，即Bacillus circulans、凝结芽孢杆菌，即Bacillus coagulans、迟缓芽孢杆菌，即Bacillus lentus、地衣芽孢杆菌，即Bacillus licheniformis、巨大芽孢杆菌，即Bacillus megaterium、枯草芽孢杆菌，即Bacillussubtilis、嗜热脂肪土芽孢杆菌，即Geobacillus stearothermophilus、热葡糖苷酶土芽孢杆菌，即Geobacillus thermoglucosidasius、就地堆肥地芽孢杆菌，即Geobacillus toebii、及杂利地芽孢杆菌，即Geobacilluszalihae构成的群中选出的一种或两种以上。
9.根据权利要求1至8中任一项所述的排水处理方法，其特征在于，所述磁粉包含铁，所述微量营养盐不包含铁。
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