CN107416966A - 水处理系统及水处理方法 - Google Patents

Abstract

本发明涉及水处理系统及水处理方法。本发明的水处理系统具备：贮存含有污泥的应处理的含污泥处理水(5)的第1贮存室(11)；作为使含污泥处理水(5)流入第1贮存室(11)的流入手段的抽提泵(8)；具有设置于第1贮存室(11)的循环配管(104)、设于循环配管(104)上的循环泵(15)及喷射器(16)、经由臭氧气体注入配管(106)而与喷射器(16)连接的臭氧发生器(17)、从第1贮存室(11)的下部注入臭氧而对污泥进行臭氧处理的臭氧处理部；上方与第1贮存室(11)的上方连通、可贮存从第1贮存室11溢出的含污泥处理水(5)的第2贮存室(12)。

Description

水处理系统及水处理方法

技术领域

本发明涉及对水进行处理的水处理系统(システム、装置)及水处理方法，特别是涉及对于含有有机性物质的废水使用臭氧来进行处理的水处理系统、及水处理方法。

背景技术

作为对含有有机物的废水等的水进行处理的方法，已知利用微生物的标准活性污泥法等的处理方法。在这样的处理方法中，使用含有微生物的有机性污泥来进行废水的处理。在进行废水的处理、微生物增殖的情况下，含有活性污泥和其他浮游物等的污泥可作为废弃物而过度地产生。将过度地产生的污泥称为剩余污泥。

剩余污泥由于是在水处理中不需要的污泥，因此需要向废水处理体系外排出。所排出的剩余污泥作为产业废弃物而实施焚烧处理、填埋处理、或者在厌氧条件下的发酵处理。在剩余污泥的处分中需要很多的能量、成本及新的用地。因此，寻求剩余污泥的产生量的减少。

作为减少剩余污泥的产生量的方法之一，已知利用臭氧的污泥体积减少化(減容化)处理。具体地，已知对微生物等聚集的剩余污泥供给臭氧而进行分解、将剩余污泥体积减少化的处理。

在利用臭氧的污泥体积减少化处理方法中，大致划分而提案有开放体系和密闭体系的2种处理方法。所谓开放体系的处理方法,是为了排出为了处理而注入的臭氧而在对于大气开放的开放体系内进行臭氧处理的方法。例如，在经由臭氧分解塔等向大气开放的臭氧反应槽内，使从曝气槽抽提(引き抜き)的含污泥处理水与臭氧接触一定时间来进行处理。所谓密闭体系的处理方法,是在尚未确保适于为了处理而注入的臭氧的排出的向大气的开放的密闭体系内执行臭氧处理的方法。例如，在从沉淀槽(固液分离槽)到曝气槽(生物处理槽)将含污泥处理水送回的配管内直接注入臭氧来进行处理。或者，例如，在进行送回的配管的中途所设置的密闭的臭氧反应槽内直接注入臭氧来进行处理。

在开放体系的方法中，具体地，将含有污泥的含污泥水从曝气槽抽提至臭氧反应槽，使被抽提的含污泥处理水在臭氧反应槽内循环一定时间。在该循环的中途，使含污泥处理水与臭氧反复接触。通过该处理，将含污泥处理水中所含的剩余污泥分解。此时，未反应的臭氧通过排臭氧气体路、被分解为氧气而排放到大气中。另外，不是对从曝气槽抽提的含污泥处理水，而是对于在沉淀槽中从处理水所分离的含浓缩污泥处理水，可使臭氧接触(例如，专利文献1)。另外，也设想如下的开放体系的方法：在贮存有含污泥处理水的臭氧反应槽的液相接触区域吹入臭氧，将剩余污泥氧化分解，且使其发泡而在液相接触区域的上部形成泡沫接触区域，有效地对剩余污泥进行臭氧处理(例如，专利文献2)。

在密闭体系的方法中，具体地，使从位于沉淀槽的应处理的处理水分离而被浓缩的含污泥处理水在位于送回至曝气槽的中途的配管内或密闭的臭氧反应槽内与臭氧接触。通过该处理，将含污泥处理水中所含的剩余污泥分解(例如，专利文献3及专利文献4)。

现有技术文献

专利文献

专利文献1：日本特开2001-191097号公报

专利文献2：日本特开平7-232184号公报

专利文献3：日本特表2010-505602号公报

专利文献4：日本特开平9-206782号公报

发明内容

发明要解决的课题

在以往的开放体系的污泥体积减少化处理方法中，虽然能够将含污泥处理水和臭氧气体分离(脱气)，但由于与臭氧处理相伴的发泡，在含污泥处理水的上部形成致密的泡相。该泡相有可能在臭氧气体的分离(脱气)时被通过泡相的臭氧气体提升而从臭氧反应槽溢出至外部或排臭氧气体路。在这样泡溢出的情况下，必须使剩余污泥的处理中断，剩余污泥的分解效率降低。虽然也考虑限制臭氧注入量以使得泡不从臭氧反应槽溢出，但在该情况下，由于臭氧注入量的减少，剩余污泥的分解效率降低。另外，在为了应对泡而使臭氧反应槽大型化或者设置使泡消灭的消泡手段(手段、部件)的情况下，招致水处理系统全体的大型化、复杂化，初期费用增加。

另外，在使臭氧与微生物等聚集的剩余污泥反应的情况下，微生物等被分解而出现含有核酸、高分子蛋白等的微生物内成分(溶解性有机物)，使含污泥处理水的粘性提高。就含污泥处理水而言，如果由于微生物内成分而粘性升高，则发泡性增加，因此如果吹入臭氧气体，则发泡、形成致密的泡相。由于这样的泡相的消灭需要时间，因此上述那样的溢出的泡相所引起的剩余污泥的分解效率的降低变得更为严重。

另一方面，在以往的密闭体系的污泥体积减少化处理方法中，由于在密闭配管内、或者密闭臭氧反应槽内将臭氧气体吹入含污泥处理水，因此不能将含污泥处理水与臭氧气体分离(脱气)。因此，与被送回曝气槽的含污泥处理水一起将未反应的臭氧气体吹入曝气槽内，有可能也使水处理所必需的曝气槽内的活性污泥过度地灭绝(死滅)。另外，在配管内、及臭氧反应槽内，含有臭氧气体的大气泡的活塞式流动可在含污泥处理水中形成。这样的活塞式流动有可能使采用泵的送液不稳定，或者对配管、臭氧反应槽施加大的内压而使其破损。

本发明鉴于上述这样的实际情况而完成，目的在于提供能够将起因于臭氧处理的臭氧气体分离(脱气)、抑制初期费用的增加、且即使在由于臭氧处理而形成泡相的情况下也可以进行连续的水处理的水处理系统及水处理方法。

用于解决课题的手段

本发明涉及的水处理系统是使臭氧与含有污泥的应处理的含污泥处理水反应而进行处理。另外，本发明涉及的水处理系统具备：将含污泥处理水贮存的第1贮存室；使含污泥处理水向第1贮存室流入的流入手段；从第1贮存室的下部注入臭氧而对污泥进行臭氧处理的臭氧处理部；和上方与第1贮存室的上方连通、可贮存从第1贮存室溢出的含污泥处理水的第2贮存室。

就本发明涉及的水处理方法而言，使臭氧与含有污泥的应处理的含污泥处理水反应而进行处理。另外，本发明涉及的水处理方法具备：使含污泥处理水向第1贮存室流入而进行贮存的第1贮存工序；从第1贮存室的下部注入臭氧而对在第1贮存室中贮存的含污泥处理水中所含的污泥进行臭氧处理的臭氧处理工序；和在上方与第1贮存室的上方连通的第2贮存室中贮存从第1贮存室溢出的含污泥处理水的第2贮存工序。

发明的效果

根据本发明，由于采用具备物理上分离、且上方连通的第1贮存室和第2贮存室的构成，因此能够使与臭氧处理相伴而产生的臭氧气体的泡从第1贮存室的上部向第2贮存室自然下落而分离，能够容易地进行臭氧气体的脱气。另外，能够避免在含污泥处理水的上部形成致密的泡相，因此能够在不通过泡相地使含污泥处理水中的臭氧气体脱气。另外，由于从第1贮存室溢出的泡不流入臭氧反应槽的外部、排臭氧气体路中，因此连续的水处理成为可能。另外，进而，自然下落产生的第1贮存室上部的泡的分离使泡相的体积减小，因此臭氧反应槽的小型化、消泡手段的省略成为可能，能够防止系统全体的大型化、复杂化，抑制初期费用的增加。因此，可以提供能够将起因于臭氧处理的臭氧气体进行分离(脱气)、抑制初期费用的增加、且即使在由于臭氧处理而形成泡相的情况下也可以进行连续的水处理的水处理系统及水处理方法。

附图说明

图1为表示实施方式1涉及的水处理系统的构成的示意图。

图2为表示在上面设置了台阶高差(段差)的隔板的例子的图。

图3为说明实施方式1涉及的水处理系统的动作流程的图。

图4为表示实施方式2涉及的水处理系统的构成的示意图。

图5为表示实施方式3涉及的水处理系统的构成的示意图。

图6为表示实施方式4涉及的水处理系统的构成的示意图。

图7为表示实施方式5涉及的水处理系统的构成的示意图。

图8为说明实施方式5涉及的水处理系统中使用的臭氧气体浓度与发泡量的关系的图。

图9为表示实施方式6涉及的水处理系统的构成的示意图。

图10为表示实施方式7涉及的水处理系统的构成的示意图。

图11为表示实施方式8涉及的水处理系统的构成的示意图。

图12为说明实施方式8涉及的水处理系统中使用的喷射器的1次侧的压力与将絮凝物(フロック)充分地破碎所必需的破碎次数的关系的图。

符号的说明

1 曝气槽、2 散气装置、3 空气供给装置、4 废水、5 含污泥处理水、6 固液分离部、7 处理水、8 抽提泵、9 臭氧反应槽、10 隔板、10a 凹部、10b 凸部、11 第1贮存室、12第2贮存室、13 送回泵、14 臭氧分解塔、15 循环泵、16 喷射器、17 臭氧发生器、18 泡相、19 氧气、20 臭氧浓缩器、21 泡相形成部、22 泡相非形成部、23 破碎用喷射器、24 喷淋喷头、25 破碎用隔板、26移送用隔板、27 破碎区段(セクション)、28 移送区段、29 污泥改性区段、30 破碎用循环泵、31 破碎用循环喷射器、101 浓缩污泥送回配管、102 抽提配管、103 送回配管、104 循环配管、105 排臭氧气体配管、106 臭氧气体注入配管、107 氧气送回配管、108 消泡配管、109 破碎用循环配管、201 污泥浓度测定器、202 浓度利用控制装置、203 水质测定器、204 水质利用控制装置、205 泡保持板

具体实施方式

以下，参照附图，对本申请公开的水处理系统及水处理方法的实施方式详细地说明。应予说明，以下所示的实施方式为一例，本发明并不受这些实施方式限定。另外，以下的说明中的上下意味着垂直方向上的上下。

实施方式1.

对于本发明的实施方式1涉及的水处理系统进行说明。图1为表示本实施方式1涉及的水处理系统的构成的示意图。水处理系统具备：曝气槽1、散气装置2、固液分离部6、臭氧反应槽9、臭氧发生器17等。

含有有机物的废水4向曝气槽1流入。废水4为应处理的水的一例。

空气供给装置3连接至散气装置2。散气装置2将从空气供给装置3取得的空气向曝气槽1内供给、使曝气槽1为需氧性条件。在曝气槽1中，通过作为微生物等的集合体的活性污泥在需氧性条件下对废水4进行处理、生成含有污泥的含污泥处理水5。作为空气供给装置3，因必要空气供给量而不同，可使用鼓风机、压缩机及泵等。

使在曝气槽1中生成的含污泥处理水5流出到与曝气槽1连接的固液分离部6。固液分离部6将含污泥处理水5分离为处理后的处理水7和浓缩污泥。应予说明，在固液分离部6中被分离的浓缩污泥经由浓缩污泥送回配管101而被送回曝气槽1。在图1中，为了避免烦杂，省略在经由浓缩污泥送回配管101的送回中使用的泵。

固液分离部6使用沉淀槽或膜分离槽等。在使用膜分离槽的情况下，可使用在所谓的膜分离活性污泥法中所使用的膜组件。在图1中，使固液分离部6成为槽外型构成，但也可使其成为槽内型构成。

臭氧反应槽9是对于来自曝气槽1的含污泥处理水5进行使用臭氧的反应的槽。臭氧反应槽9具有将内部间隔为第1贮存室11和第2贮存室12而进行分隔的隔板10。第1贮存室11的上方与第2贮存室12的上方连通。第1贮存室11的下方经由抽提配管102而连接至曝气槽1。在抽提配管102上设置有抽提泵8，曝气槽1的含污泥处理水5被输送到臭氧反应槽9而流入。第2贮存室12的下方经由送回配管103而连接至曝气槽1。在送回配管103上设置有送回泵13，被臭氧处理了的第2贮存室12的含污泥处理水5被输送到曝气槽1而流出。通过抽提泵8的驱动，可以将曝气槽1内的含污泥处理水5连续地输送到臭氧反应槽9。抽提泵8为使含污泥处理水5向第1贮存室11流入的本发明涉及的流入手段的一例。应予说明，用抽提泵8输送至臭氧反应槽9的对象并不限定于曝气槽1内的含污泥处理水，例如可以以在固液分离部6中被分离的浓缩污泥作为对象。

在臭氧反应槽9的上部设有排臭氧气体配管105，臭氧反应槽9与臭氧分解塔14连接。在臭氧反应槽9内蓄积的臭氧气体经由排臭氧气体配管105而被输送至臭氧分解塔14，在臭氧分解塔14中被分解为氧气19，被排放到大气中。

在第1贮存室11的上部，在比隔板10的上端还低的位置设置有循环配管104。在循环配管104上，设有循环泵15和喷射器16。喷射器16经由循环配管104与第1贮存室11的下部连接。进而，臭氧发生器17经由臭氧气体注入配管106而与喷射器16连接。位于第1贮存室11的上方的含污泥处理水5经受以下的循环：即经由循环配管104、从上部被抽提、在注入臭氧后从下部返回到第1贮存室11内的循环。就被注入臭氧而位于下方的含污泥处理水5而言，伴随着经由抽提泵8的从曝气槽1的含污泥处理水5的抽提，再次移动到上方而从上部被循环。通过这样的循环机构，高效率地进行含污泥处理水5中所含的污泥的分解。含有循环配管104和循环泵15和喷射器16和臭氧发生器17的组合部位是在本发明中对污泥进行臭氧处理的臭氧处理部的一例。予以说明，在本实施方式中将含污泥处理水5从上部抽提，但只要是在注入臭氧后从第1贮存室11的下部返回的构成即可，因此可以是含污泥处理水5的抽提从上部以外进行的构成。

就臭氧发生器17而言，产生对于含污泥处理水5中所含的污泥的臭氧处理所需的浓度和流量的臭氧气体。臭氧发生器17连接至向臭氧发生器17供给臭氧气体的原料的原料供给装置(未图示)、及将臭氧发生器17冷却的冷却装置(未图示)。

对被供给到臭氧发生器17的臭氧气体的原料并无特别限定。例如，能够使用液氧、或用PSA(变压吸附、Pressure Swing Adsorption)、或PVSA(真空变压吸附、PressureVacuum Swing Adsorption)所生成的氧。根据需要，可配置相对于所供给的氧流量添加0.05～5％的氮、空气、或二氧化碳的添加气体供给部。

冷却装置具备：使用于冷却臭氧发生器17的冷却介质进行循环的循环泵、和将吸收臭氧发生器17中产生的热而温度上升的冷却介质进行冷却的冷却器。作为冷却器，可使用选自液体-液体型及液体-气体型中的热交换型冷却器、或者液体-氟碳制冷剂型的冷机等。另外，在进行极低温度下的冷却的情况下，也可使用冷冻机。作为冷却介质，作为一例，可使用一般的自来水。此外，也可使用混入了防冻液或水垢除去剂等的水、离子交换水或纯水。进而，也可使用乙二醇或乙醇等。

臭氧发生器17产生气体状的臭氧。产生的气体状的臭氧经由臭氧气体注入配管106而被输送至喷射器16。从第1贮存室11的上部抽提的含污泥处理水5在喷射器16中与臭氧接触而反应、被分解。应予说明，在图1中，示出了臭氧气体的注入方式为喷射器式的情况。但是，本发明涉及的水处理系统并不限定于喷射器式，可使用散气式、机械搅拌式、下方注入式等的臭氧气体注入手段。

臭氧发生器17控制注入喷射器16的臭氧气体的浓度和流量以使得臭氧注入量的收敛值(収束値)(稳定状态时)成为规定的值。所谓臭氧注入量的收敛值，为以下的式(1)所示的值。具体地，是臭氧气体浓度与臭氧气体流量之积除以含污泥处理水5中的污泥浓度和抽提流量(抽提泵8的流量)之积所得的值。

臭氧注入量的收敛值[mgO₃/gSS]＝(臭氧气体浓度[mgO₃/L]×臭氧气体流量[L/分钟])÷(含污泥处理水的污泥浓度[gSS/L]×含污泥处理水的抽提流量[L/分钟])···式(1)

就臭氧注入量的收敛值而言，只要能够高效率地将含污泥处理水5中的污泥分解，则并无特别限定，从含污泥处理水5中的污泥充分地分解、减少曝气槽1中的剩余污泥、且抑制含污泥处理水5中未反应的臭氧气体增加的观点出发，臭氧注入量的收敛值优选20mgO₃/gSS以上且50mgO₃/gSS以下，更优选20mgO₃/gSS以上且30mgO₃/gSS以下。

对从臭氧发生器17注入喷射器16的臭氧气体的浓度并无特别限定，考虑使含污泥处理水5中的污泥的生物分解性提高而促进曝气槽1中的剩余污泥的减量及只用现状的臭氧发生器17就可生成的臭氧浓度，臭氧气体浓度优选100mg/L以上且400mg/L以下，更优选250mg/L以上且400mg/L以下。

就喷射器16中的气液流量比(臭氧气体流量/循环泵15产生的含污泥处理水5的流量、以下设为“G/L比”)而言，只要能够充分地将含污泥处理水5中的污泥分解，则并无特别限定，从使臭氧气体与污泥高效率地反应的观点出发，优选所述气液流量比小。另外，从注入充分量的臭氧气体而将含污泥处理水5中的污泥充分地分解、且抑制过度的臭氧注入引起的未反应的臭氧气体的增加的观点出发，G/L比优选0.01以上且0.3以下，更优选0.04以上且0.07以下。

在含污泥处理水5与臭氧反应了的情况下，产生泡。在通过含污泥处理水5与臭氧气体的反应而产生的泡的泡膜中，有泡膜表面与其他泡膜的泡膜接触的部分(以下称为“接合部”)和泡膜表面与大气接触的部分(以下称为“非接合部”)。非接合部的泡膜由于与大气接触，因此由于蒸发而薄化得到促进。另外，产生的泡由于浮力而上升，因此在第1贮存室11中贮存的含污泥处理水5的上方部分聚集。在上方部分聚集了的泡形成泡相，但伴随着经由抽提泵8的从曝气槽1的含污泥处理水5的抽提，大部分的泡通过溢流而与一部分的含污泥处理水5一起向第2贮存室12自然下落而被分离，因此防止在含污泥处理水5的上方所形成的泡相成为致密且多层结构的泡相，在第1贮存室11的上方部分形成气相空间。因此，在含污泥处理水5的上方形成泡相的泡的非接合部增加，容易促进蒸发引起的薄化。另外，由于非接合部在泡相的上方形成，接合部在泡相的下方形成，因此泡膜内的液体由于重力而从上方的非接合部流到下方的接合部。因此，进一步促进非接合部的泡膜的薄化。

如上述那样发生非接合部的增加和非接合部中的泡膜的薄化促进的结果，泡及泡相的消灭得到促进。消灭了的泡相成为液相，通过溢流而混入流动的含污泥处理水5中，向第2贮存室12流入。

从通过自然下落而将泡除去了的含污泥处理水5的上方表面，将未反应的臭氧气体与含污泥处理水5分离。被分离的臭氧气体通过排臭氧气体配管105，在臭氧分解塔14中被分解为氧气19，被排放到大气中。

通过溢流而与含污泥处理水5一起自然下落了的泡在第2贮存室12中形成泡相18。由于在第2贮存室12中所形成的泡相18的上方也形成有气相空间，因此在上方非接合部增加。因此，与在第1贮存室11中贮存的含污泥处理水5的上方所形成的泡相同样地，在非接合部蒸发引起的泡膜的薄化得到促进，且由于重力，泡膜内的液体从上方的非接合部流到下方的接合部，由此非接合部的泡膜的薄化进一步得到促进。此外，就泡的自由下落而言，由于促进从与大气接触的非接合部的泡膜表面的蒸发，因此泡膜的薄化进一步得到促进。

这样，即使在移动至第2贮存室12的泡中也发生非接合部的增加和非接合部中的泡膜的薄化促进，因此也促进各个泡相18的消灭。在泡相消灭了的情况下，由泡相产生液相。产生了的液相经由送回配管103而被送回至曝气槽1。应予说明，在图1中，作为送回手段，使用送回泵13。但是，本发明并不限定于该送回手段。作为送回手段，例如，在臭氧反应槽9位于比曝气槽1高的位置的情况下，可以是使用了从第2贮存室12的自然下落的送回。另外，也可以是使用了级联泵的送回手段。

应予说明，对于泡的自然下落，更具体地，在第1贮存室11的上方部分聚集的泡自然下落成为隔板10的高度的一半以上的距离。

对第1贮存室11的容积并无特别限定，从抑制：臭氧与含污泥处理水5的反应追赶不上含污泥处理水5的流入、与臭氧未反应的含污泥处理水5溢流至第2贮存室12，且防止：将比臭氧注入量的收敛值还低的量的臭氧注入含污泥处理水5而使臭氧处理花费时间、被送回至曝气槽1的时间长期化的观点出发，就第1贮存室11的容积而言，优选使得第1贮存室11的容积除以抽提泵8的流量所得的商所表示的“滞留时间”成为30秒以上且5分钟以下，更优选使得成为30秒以上且2分钟以下。应予说明，在滞留时间比5分钟长的情况下，由于直至成为稳定状态的时间超过10分钟，因此臭氧处理所花费的时间延长，且与第1贮存室11的大型化相伴，招致初期费用的增加。

另外，对第1贮存室11的水平截面积也无特别限定，但从抑制臭氧气体的气泡的合为一体而在第1贮存室11内使气泡均匀地分散、使臭氧气体与含污泥处理水5中的污泥高效率地反应的观点出发，第1贮存室11的水平截面积优选以从第1贮存室11的下部所注入的臭氧气体的上升线速度成为50mm/s以下的方式进行设定。应予说明，所谓“上升线速度”，表示进行上升的流体每单位时间通过单位截面积的流量，以下也同样。例如，在如上述那样“从第1贮存室11的下部所注入的臭氧气体的上升线速度”这样的情况下，表示在含污泥处理水5内进行上升的臭氧气体的气泡每单位时间通过第1贮存室11的水平截面的流量除以第1贮存室11的水平截面积所得的值。

对第2贮存室12的容积并无特别限定。另一方面，就第2贮存室12的水平截面积而言，从在第2贮存室12中促进泡相18的消灭的观点出发，优选以满足以下的式(2)所示的关系式的方式进行设定。

第1贮存室11的截面积[m²]≥第2贮存室12的截面积[m²]≥(2000×含污泥处理水5的密度[kg/m³]×含污泥水的抽提流量[m³/s]÷含污泥处理水的粘度系数[Pa·s])的平方···式(2)

在满足式(2)的关系的情况下，能够防止第2贮存室12的大型化、乃至臭氧反应槽9的大型化引起的初期费用的增加，且抑制从第1贮存室11溢流而自然下落至第2贮存室12的含污泥处理水5的流速的增加，防止在第2贮存室12中含污泥处理水5的流动成为湍流。由此，泡相18不会在含污泥处理水5的液体内部形成，而是在含污泥处理水5的液面上形成。在含污泥处理水5的液面上所形成的泡相中所含的泡，与在含污泥处理水5内部所形成的泡相中所含的泡相比，非接合部大。如上述那样，非接合部越大，越促进泡膜全体的薄化，因此泡及泡相的消灭得到促进。另外，在含污泥处理水5的液面上形成了的泡相18中，非接合部的泡膜内的液体由于重力而向下方流动，加速泡膜的薄化，泡相的消灭进一步得到促进。

就将臭氧反应槽9的内部分隔为第1贮存室11和第2贮存室12而进行分割的隔板10的形状而言，只要能够将第1贮存室11的下方与第2贮存室12的下方隔开，则并无特别限定，可如图2中所示的例子那样在隔板10的上面设有台阶高差。在图2(a)中所示的例子中，在隔板10的上部形成凹部10a而在上面设有台阶高差，在图2(b)中所示的例子中，在隔板10的上部形成凸部10b而在上面设有台阶高差。这样在隔板10的上面设有台阶高差的情况下，对于要从第1贮存室11溢流而自然下落至第2贮存室12的泡相的泡而言，由于即使在台阶高差部分也与隔板10接触，因此与隔板10的上面为平坦的情况相比，与隔板10的接触面变大，对泡起作用的表面张力变大。由此，直至含污泥处理水5与臭氧进行反应而产生的泡的一部分自然下落至第2贮存室12的时间延长，因此在第1贮存室11中贮存的含污泥处理水5的上方部分聚集的泡相的厚度变大。因此，在第1贮存室11中贮存的含污泥处理水5的上方部分聚集的泡相的内部，能够使通过含污泥处理水5后的未反应的臭氧气体与污泥进一步反应，污泥的分解效率上升。应予说明，就隔板10的形状而言，只要是在上面设有台阶高差即可，并不限于图2中所示的例子。

图3为说明实施方式1的水处理系统的动作流程的图。使用了本实施方式1涉及的水处理系统的水处理方法包含抽提工序、第1贮存工序、臭氧处理工序、发泡工序、溢流工序、第2贮存工序及送回工序等。首先，就流入曝气槽1的废水4而言，在曝气槽1内实施生物处理，成为含有污泥的含污泥处理水5。

废水4流入曝气槽1后，在抽提工序中，以一定的周期起动抽提泵8，抽提曝气槽1内的含污泥处理水5。被抽提的含污泥处理水5经由抽提配管102，从第1贮存室11的下方侧流入第1贮存室11内而被贮存(步骤ST1)。该步骤ST1为第1贮存工序的一例。

臭氧发生器17产生的臭氧经由喷射器16而从第1贮存室11的下部被注入，臭氧处理进行(步骤ST2)。在步骤ST2的臭氧处理中，通过含污泥处理水5中所含的污泥与被注入的臭氧反应，发生发泡，产生泡。该发泡是发泡工序的一例。产生的泡由于比重的关系而受到浮力，在第1贮存室11的上方蓄积。

如果通过周期性的抽提泵8的驱动，新的含污泥处理水5从曝气槽1流入第1贮存室11，则臭氧气体与含污泥处理水5的反应产生的泡被蓄积，另外，已产生的泡在含污泥处理水5中被提升。在溢流工序中，达到足以超过隔板10的高度的高度的泡与第1贮存室11内的含污泥处理水5一起通过溢流而从第1贮存室11的上方自然下落至第2贮存室12。

使溢流的含污泥处理水5和泡贮存于第2贮存室12，在第2贮存室12内泡相形成(步骤ST3)。该步骤ST3为第2贮存工序的一例。

在第2贮存室12中形成的泡相由于时间的经过而消灭，液相产生。由于泡相的消灭而产生的液相及与泡一起从第1贮存室11溢出了的含污泥处理水5经由送回配管103而被送回至曝气槽1(步骤ST4)。该步骤ST4为送回工序的一例。通过送回工序，在第2贮存室12中确保泡的贮存空间。就被送回至曝气槽1的泡及液相而言，在曝气槽1内实施生物处理，再次通过抽提工序而被抽提至第1贮存室11内。

应予说明，可以与步骤ST2的臭氧处理及发泡工序平行、根据需要从第1贮存室11的上部抽提含污泥处理水，经由循环配管104而使含污泥处理水5向第1贮存室11的下部循环。就含污泥处理水5的循环而言，例如，可以在第1贮存室11内贮存了的含污泥处理水5通过溢流自然下落至第2贮存室12、经由送回配管103而开始被送回至曝气槽1后开始，但循环开始的计时并不限于此。被循环的含污泥处理水5的一部分在位于其路径的中途的喷射器16中与臭氧接触，一边与臭氧反应，一边与未反应的臭氧一起从下部流入第1贮存室11内。含污泥处理水5与暂且被注入的臭氧不仅在喷射器16内，而且在循环配管104内、第1贮存室11内、和第2贮存室12内也进行反应。

在连续地进行经由抽提泵8的从曝气槽1的含污泥处理水5的抽提的情况下，在第1贮存室11中贮存的含污泥处理水5的上方部分，通过臭氧处理的进行而产生的泡连续地增加。本实施方式中，通过溢流使这些泡的大部分与一部分的含污泥处理水5一起向至第2贮存室12移动，由此防止溢出的泡流入排臭氧气体配管105等。

就包含从曝气槽1内的含污泥处理水5的抽提、臭氧气体注入、及送回这样的一连串的工序的水处理方法而言，具体地，对剩余污泥进行体积减少的体积减少工艺优选周期性地且间歇地进行。对体积减少工艺的间隔并无特别限定，可根据曝气槽1中的微生物的有机物负荷、剩余污泥产生量等适当地设定。但是，在考虑含有微生物的活性污泥的生物活性维持力和剩余污泥体积减少力的兼顾的情况下，优选1小时以上且24小时以下，更优选2小时以上且12小时以下，进一步优选4小时以上且6小时以下。在周期地且间歇地进行的体积减少工艺的间隔比上述范围小的情况下，曝气槽1中甚至可将有助于废水处理的微生物也过度地抽提而分解。因此，有助于废水处理的微生物活性降低、曝气槽1中的废水处理没有充分地进行，有可能使处理后的处理水7的水质变差。另一方面，在进行了臭氧处理的情况下，将污泥中的微生物分解、将微生物内成分(溶解性有机物)在含污泥处理水中放出。因此，在周期性地且间歇地进行的体积减少工艺的间隔比24小时长的情况下，以通过分解而放出的微生物内成分(溶解性有机物)作为基质而增加的微生物的增殖量变大，有可能整体上不能减少剩余污泥量。

将每1日的臭氧处理污泥量除以每1日的剩余污泥产生量所得的商定义为“污泥处理比”。就实施方式1涉及的水处理系统的污泥处理比而言，根据曝气槽1中的微生物的有机物负荷、及剩余污泥产生量等适当地设定。对该污泥处理比并无特别限定。但是，优选2.0以上且4.0以下，更优选2.2以上且3.0以下。在污泥处理比不到2.0的情况下，起因于臭氧注入的污泥的减少量小，有可能不能充分地减少剩余污泥量。在污泥处理比超过4的情况下，曝气槽1内的微生物量过度地减少，微生物活性降低，处理水7的水质有可能变差。另一方面，在污泥处理比为2.2以上且3.0以下的范围的情况下，能够维持曝气槽1内的微生物活性、且有效地使剩余污泥减量。

就体积减少工艺中的处理时间而言，可适当地设定以使得上述的臭氧注入量的收敛值、G/L比、体积减少工艺的间隔、及污泥处理比成为上述范围内。

在本实施方式1中，由于采用具有物理上分离、且上方连通的第1贮存室和第2贮存室的构成，因此能够使伴随臭氧处理而产生的泡与溢流的含污泥处理水一起从第1贮存室的上部向第2贮存室自然下落而分离，在与第1贮存室分离了的区域即第2贮存室中形成泡相。因此，能够避免在第1贮存室中在含污泥处理水的上部形成致密且多层结构的泡相，通过使含污泥处理水中的臭氧气体不通过泡相地脱气，能够容易地进行臭氧气体的脱气。

另外，由于从第1贮存室溢出的泡不从臭氧反应槽溢出至外部或者流入排臭氧气体路，因此不必使从曝气槽的连续抽提中断，可以一边进行适度的臭氧供给一边进行连续的水处理。

另外进而，就自然下落引起的第1贮存室上部的泡的分离而言，由于带来泡膜的非接合部的增加和非接合部中的泡膜的薄化，因此能够促进第2贮存室中所形成的泡相的消灭、使其体积减小。因此，臭氧反应槽的小型化、消泡手段的省略成为可能，能够防止系统全体的大型化、复杂化，抑制初期费用的增加。

实施方式2.

对于本发明的实施方式2涉及的水处理系统进行说明。实施方式2涉及的水处理系统的基本的构成及动作与实施方式1相同，但不同点在于：在曝气槽1内设有测定污泥浓度的污泥浓度测定器201、和基于污泥浓度测定器201的测定结果来控制各部的浓度利用控制装置202、即浓度利用控制部。

图4是表示本实施方式2涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式1涉及的水处理系统同样的构成设备及构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

就本实施方式2涉及的水处理系统而言，由于在曝气槽1内具备测定含污泥处理水5的污泥浓度的污泥浓度测定器201，因此能够检测与曝气槽1中的有机物负荷(曝气槽1内的微生物进行处理的有机物的量)的变动相伴的含污泥处理水5的污泥浓度的变动。

将用污泥浓度测定器201检测了的污泥浓度的值输入浓度利用控制装置202。浓度利用控制装置202根据输入的污泥浓度的值使抽提泵8从曝气槽1抽提的含污泥处理水5的流量变化，控制从第1贮存室11向第2贮存室12自然下落的泡的每单位时间的量、即每单位时间从第1贮存室11溢出的泡的量。具体地，在判断为在浓度利用控制装置202中含污泥处理水5的污泥浓度高的情况下，使抽提泵8从曝气槽1抽提的含污泥处理水5的流量变小，使从第1贮存室11向第2贮存室12自然下落的泡的每单位时间的量变小。

应予说明，在图4中，将测定含污泥处理水5的污泥浓度的污泥浓度测定器201设在曝气槽1内，但只要能够测定含污泥处理水5的污泥浓度，则并不特别限定于此。例如，可将污泥浓度测定器201在线地设在抽提配管102上。另外，也可代替污泥浓度测定器201而使用检测含污泥处理水5的浊度的浊度计、使用浊度来间接地获得含污泥处理水5的污泥浓度。

在本实施方式2涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式1同样的效果。

另外，由于具备测定曝气槽内的含污泥处理水的污泥浓度的污泥浓度测定器、和根据用污泥浓度测定器所测定的污泥浓度的值来使从曝气槽抽提的含污泥处理水的流量变化的浓度利用控制装置，因此根据含污泥处理水的污泥浓度来控制从第1贮存室向第2贮存室自然下落的泡的每单位时间的量。因此，即使在污泥浓度高的情况下，通过使从曝气槽抽提的含污泥处理水的流量变化，也能够抑制每单位时间在第2贮存室中所贮存的泡的量，可以防止泡从臭氧反应槽溢出，更为稳定地进行连续的水处理。

实施方式3.

对于本发明的实施方式3涉及的水处理系统进行说明。实施方式3涉及的水处理系统的基本的构成及动作与实施方式2相同，但不同点在于：在固液分离部6的后段设有测定处理水7的水质的水质测定器203、和基于水质测定器203的测定结果来控制各部的水质利用控制装置204、即水质利用控制部。

图5是表示本实施方式3涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式2涉及的水处理系统同样的构成设备及构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

就本实施方式3涉及的水处理系统而言，由于在固液分离部6的后段具备测定处理水7的水质的水质测定器203，因此能够检测与曝气槽1中的有机物负荷(曝气槽1内的微生物进行处理的有机物的量)的变动相伴的处理水7的溶解性有机物浓度的变动。

将用水质测定器203所检测的溶解性有机物浓度的值输入水质利用控制装置204。就水质利用控制装置204而言，根据所输入的溶解性有机物浓度的值，使抽提泵8从曝气槽1抽提的含污泥处理水5的流量变化，控制从第1贮存室11向第2贮存室12自然下落的泡的每单位时间的量、即每单位时间从第1贮存室11溢出的泡的量。具体地，在水质利用控制装置204判断处理水7的溶解性有机物浓度高的情况下，使抽提泵8从曝气槽1抽提的含污泥处理水5的流量变小，使从第1贮存室11向第2贮存室12自然下落的泡的每单位时间的量变小。

另外，在抽提泵8从曝气槽1周期性地且间歇地抽提含污泥处理水5时，水质利用控制装置204根据所输入的溶解性有机物浓度的值使抽提泵8抽提含污泥处理水5的间隔变化。就臭氧处理部中的臭氧注入而言，由于在如上述那样与抽提泵8的抽提相伴而将含污泥处理水5向上方压上去、从上部通过循环配管104内使其循环时进行，因此如果通过水质利用控制装置204使抽提泵8抽提含污泥处理水5的间隔变化，则能够控制臭氧处理部中的臭氧注入量。具体地，在水质利用控制装置204判断处理水7的溶解性有机物浓度高的情况下，使从曝气槽1抽提含污泥处理水5的间隔变大，使臭氧处理部中的臭氧注入量变小。

如果使从第1贮存室11向第2贮存室12自然下落的泡的每单位时间的量变小、使臭氧处理部中的臭氧注入量变小，则在第2贮存室12中所贮存的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的每单位时间的量也变小，因此从第2贮存室12被送回至曝气槽1的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的每单位时间的量也变小。因此，本实施方式3中能够根据处理水的溶解性有机物浓度的值来控制每单位时间从第2贮存室12被送回至曝气槽1的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的量。

应予说明，作为测定处理水7的水质的水质测定器203，能够使用TOC(总有机碳，Total Organic Carbon)计、COD(化学需氧量，Chemical Oxygen Demand)计等。

在本实施方式3涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式2同样的效果。

另外，具备测定处理水7的水质的水质测定器、和基于水质测定器的测定结果来控制各部的水质利用控制装置，根据处理水的溶解性有机物浓度的值来使抽提泵从曝气槽抽提的含污泥处理水的流量及抽提的间隔变化。因此，通过控制每单位时间从第1贮存室溢出的泡的量及臭氧处理部中的臭氧注入量，能够根据溶解性有机物浓度的值来控制从第2贮存室被送回至曝气槽的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的每单位时间的量。从第2贮存室被送回至曝气槽的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的溶解性有机物浓度高，成为处理水的水质恶化的原因，但在本实施方式3中，由于如上述那样能够控制每单位时间从第2贮存室被送回到曝气槽的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的量，因此即使在曝气槽中的有机物负荷大的情况下，也能够使每单位时间从第2贮存室被送回至曝气槽的泡、及通过泡相的消灭而产生的液相的量减少，抑制处理水的水质的恶化。

实施方式4.

对于本发明的实施方式4涉及的水处理系统进行说明。实施方式4涉及的水处理系统的基本的构成及动作与实施方式3相同，但不同点在于：在与第2贮存室12的上方连通的第1贮存室11的上方空间设有泡保持板205，夹持泡保持板205在与隔板10的相反侧具有泡相形成部21，夹持泡保持板205在与隔板10的相同侧具有泡相非形成部22。

图6是表示本实施方式4涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式3涉及的水处理系统同样的构成设备及构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

就本实施方式4涉及的水处理系统而言，由于在与第2贮存室12的上方连通的第1贮存室11的上方的空间中具备泡保持板205，因此泡保持板205位于在第1贮存室11中所贮存的含污泥处理水5的上方部分。因此，在发泡工序中，通过含污泥处理水5与臭氧的反应而产生、在含污泥处理水5的上方部分聚集的泡中，位于泡相非形成部22的泡与一部分的含污泥处理水5一起向第2贮存室12自然下落，但位于泡相形成部21的泡在泡保持板205与臭氧反应槽9之间残留而形成泡相。

在具备上述这样的构造的水处理系统的臭氧处理中，在由在第1贮存室11的含污泥处理水5的上方部分的泡相形成部21残留的泡所形成的泡相的内部中，形成泡膜的含污泥处理水5中的污泥与通过含污泥处理水5后的未反应的臭氧气体接触而反应。

在泡相形成部21中残留的泡被从第1贮存室11的下方注入的臭氧气体抬升，从泡保持板205的上端通过溢流而向泡相非形成部22自然下落后，与一部分的含污泥处理水5一起向第2贮存室12自然下落。

对泡相形成部21和泡相非形成部22的水平截面积并无特别限定，但从防止由于臭氧气体的气泡相互合为一体而抬升含污泥处理水5的空气提升现象而使泡在泡相形成部21中没有残留的观点出发，优选以所注入的臭氧气体的泡相形成部21中的上升线速度成为50mm/s以下的方式设定泡相形成部21的水平截面积。

在本实施方式4涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式3同样的效果。

另外，由于在与第2贮存室的上方连通的第1贮存室的上方的空间具备泡保持板，在该泡保持板的与隔板的相反侧设有泡相形成部，因此在泡相形成部中的泡相的内部形成泡膜的含污泥处理水中的污泥与通过含污泥处理水后的未反应的臭氧气体接触。因此，不仅在第1贮存室中贮存的含污泥处理水中，而且即使在第1贮存室的上方也可以使臭氧与污泥反应，能够实现臭氧与污泥的高效率的反应而进一步提高污泥的分解效率。

应予说明，对于在泡相形成部所形成的泡相的内部未反应的臭氧气体与污泥接触的时间而言，在泡相形成部所形成的泡相的厚度越大则越延长，因此臭氧气体与污泥接触的时间通过泡相的厚度来进行调节，在泡相形成部所形成的泡相的厚度能够用泡保持板的高度来进行调节，因此不会不必要地使臭氧反应槽大型化而招致初期费用的增加，可以容易地调节泡相形成部中的泡相的厚度。

实施方式5.

对于本发明的实施方式5涉及的水处理系统进行说明。实施方式5涉及的水处理系统的基本的构成及动作与实施方式3相同，但不同点在于：在臭氧气体注入配管106上设有臭氧浓缩器20，经由氧气送回配管107而将臭氧发生器17与臭氧浓缩器20连接。

图7是表示本实施方式5涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式3涉及的水处理系统同样的构成设备及构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

就本实施方式5涉及的水处理系统而言，在臭氧发生器17的下游侧具备臭氧浓缩器20。就臭氧发生器17产生的臭氧气体而言，通过臭氧浓缩器20而被浓缩。将被浓缩的臭氧气体、即浓缩臭氧气体经由喷射器16注入到含污泥处理水5。在臭氧浓缩器20中，通过控制容纳吸附剂的吸附塔的温度和压力，形成最佳的吸附条件和最佳的脱附条件、产生所期望的浓度的臭氧气体。应予说明，在使臭氧发生器17产生的臭氧气体吸附浓缩于臭氧浓缩器20的工序中，可通过氧气送回配管107将没有被吸附的副产物即氧气送回至臭氧发生器17，将被送回了的氧气作为原料气体，在臭氧发生器17中再利用。

臭氧浓缩器20为将臭氧发生器17产生的臭氧进行吸附浓缩的装置，容纳有可吸附臭氧气体的材料。作为可吸附臭氧气体的材料，并无特别限定，可以使用硅胶等的吸附剂。在使用了臭氧浓缩器20的情况下，能够比较容易地将400mg/L以上的浓度的臭氧气体注入到含污泥处理水5中。具体地，能够将直至最大2000mg/L的浓度的臭氧气体注入到含污泥处理水5中。

本发明人着眼于臭氧气体浓度与泡的产生量的关系。图8表示作为供给到含污泥处理水5的臭氧注入量的收敛值而设为一定的30mgO₃/gSS时的关系。具体地，表示在一定收敛值30mgO₃/gSS的情况下注入到含污泥处理水5的臭氧气体的浓度与通过反应而产生的泡的产生量的关系。横轴表示用喷射器16注入的臭氧气体的浓度。纵轴表示在臭氧处理工序中每单位污泥量产生的泡的产生量(发泡量)的累积值。

图8表示臭氧注入量的收敛值为一定时臭氧气体浓度越高则发泡量越减少。认为这是由于：根据式(1)，臭氧注入量的收敛值为一定时，臭氧气体浓度越大，则必要的臭氧气体流量越变小，吹入含污泥处理水5的臭氧气体流量减少。

另外，图8表示臭氧气体浓度为600mg/L至1000mg/L的范围中随着臭氧气体浓度增加发泡量大幅地减少。认为这是由于：在600mg/L至1000mg/L中高浓度臭氧气体不仅是含污泥处理水5中的微生物等的分解，而且伴随分解，在含污泥处理水5中溶出的微生物内成分(溶解性有机物)也能够有效地分解、低分子化。如上述那样，就含污泥处理水5的发泡性而言，由于微生物内成分所引起的粘性的增加而增加，因此微生物内成分的分解抑制臭氧处理工序中的含污泥处理水5的粘性的增加、也抑制粘性的增加引起的发泡性的增加而使发泡量大幅地减少。因此，认为在600mg/L至1000mg/L的范围中发生与臭氧气体浓度的增加相伴的臭氧气体的流量的减少、及含污泥处理水5的发泡性的增加抑制，使发泡量大幅地减少。

另一方面，在不到600mg/L的臭氧气体浓度下，发泡量的减少小。推测这是由于：大部分的臭氧仅被含污泥处理水5中的微生物等的分解所消耗，几乎不进行与分解相伴地在含污泥处理水5中所溶出的微生物内成分的分解，含污泥处理水5的粘性的增加抑制变得不充分，发泡量减少效果小。

另外，在超过1000mg/L的范围下，与臭氧气体浓度的增加相伴的发泡量的减少放缓(鈍化)。认为这是由于：臭氧气体流量过度变小，臭氧气体流量相对于由循环泵15产生的含污泥处理水5的流量之比(G/L比)变得非常小，因此高浓度的臭氧气体没有高效率地与污泥接触，结果，难以发生微生物内成分的分解引起的含污泥处理水5的粘性增加抑制及发泡性增加抑制，发泡量的减少放缓。

本发明人发现：如上述那样，臭氧气体浓度越高，则发泡量越减少，特别是臭氧气体浓度为600mg/L至1000mg/L的范围内，发泡量大幅地减少。因此，从臭氧浓缩器20注入到喷射器16的臭氧气体的浓度优选设为600mg/L以上且2000mg/L以下。另外，从初期费用、运行成本的观点出发，更优选设为600mg/L以上且1500mg/L以下，以使得即使没有将臭氧浓缩器20置于低温·低压的环境下也可进行臭氧浓缩。另外，从高效率的发泡量抑制的观点出发，进一步优选设为600mg/L以上且1000mg/L以下，以使得使G/L比为一定值以上而维持接触效率、能够抑制含污泥处理水的发泡性的增加。

予以说明，就从臭氧发生器17送入臭氧浓缩器20的臭氧气体的浓度而言，从运行成本的观点出发，优选150mg/L以上且310mg/L以下，更优选设为190mg/L以上且290mg/L以下的范围。

在本实施方式5涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式3同样的效果。

另外，由于在臭氧气体注入配管上设有臭氧浓缩器，因此能够将注入含污泥处理水中的臭氧气体的浓度提高到600mg/L以上。因此，能够大幅地减少由臭氧处理产生的泡的发生量，可以更为稳定地进行连续的水处理。

另外，在使臭氧发生器所产生的臭氧气体吸附浓缩于臭氧浓缩器的工序中，由于能够通过氧气送回配管将没有被吸附的作为副产物的氧气送回臭氧发生器，因此能够将被送回的氧气作为原料气体而在臭氧发生器中再利用，能够减少运行成本。

实施方式6.

对于本发明的实施方式6涉及的水处理系统进行说明。本实施方式6涉及的水处理系统中，基本的构成及动作与实施方式5相同，但不同点在于：在抽提泵8的下游侧的抽提配管102上设有破碎用喷射器23。

图9是表示本实施方式6涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式5涉及的水处理系统同样的构成设备、构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

就本实施方式6涉及的水处理系统而言，在抽提泵8与第1贮存室11之间具备破碎用喷射器23，就由抽提泵8抽提的含污泥处理水5而言，在被贮存于第1贮存室11前通过破碎用喷射器23。在破碎用喷射器23中，被抽提的含污泥处理水5与空气接触。具体地，将含污泥处理水5的高压水流在破碎用喷射器23的喷嘴部减压、被减压的含污泥处理水5与空气接触。

在含污泥处理水5中的污泥中，含有微生物等的集合体成为数mm左右的棉絮状的絮凝物。在上述的破碎用喷射器23中，通过含污泥处理水5与空气接触时的物理的冲击力，将污泥中的絮凝物破碎而变细小，结果，在臭氧处理中与臭氧接触的污泥的表面积变大。予以说明，虽然通过喷射器16也可产生絮凝物的破碎，但从破碎效率的观点出发，优选如本实施方式7那样另外设置破碎用喷射器23。

对于破碎用喷射器23在喷嘴部与含污泥处理水5接触的气体，并无特别限定。但是，在考虑运行成本的情况下，作为与含污泥处理水5接触的气体，优选使用大气(空气)的构成。

就破碎用喷射器23的1次侧的压力而言，只要能够将含污泥处理水5中的微生物等形成的絮凝物破碎，则并无特别限定，为了获得用于充分地将絮凝物破碎的物理的冲击力、且抑制初期费用、运行成本的增大，优选200kPa以上且450kPa以下。另外，期望确定破碎用喷射器23的尺寸及抽提泵8的扬程等的规格的应对以使得压力成为上述范围。

在本实施方式6涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式5同样的效果。

另外，由于形成为在抽提泵与第1贮存室之间具备破碎用喷射器、由抽提泵抽提了的含污泥处理水在贮存于第1贮存室之前通过破碎用喷射器的构成，因此能够更可靠地将污泥中的絮凝物破碎、使臭氧处理中与臭氧接触的污泥的表面积变大。因此，可以更高效率地使臭氧与污泥反应，使为了减少剩余污泥量所必需的臭氧注入量减少、进而能够使发泡量减少。

实施方式7.

对于本发明的实施方式7涉及的水处理系统进行说明。本实施方式7涉及的水处理系统中，基本的构成及动作与实施方式6相同，但不同点在于：在第2贮存室12中设有喷淋喷头24，将喷淋喷头24与抽提配管102经由消泡配管108而连接。

图10是表示本实施方式7涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式6涉及的水处理系统同样的构成设备、构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

在实施方式7涉及的水处理系统中，将用抽提泵8抽提至第1贮存室11的含污泥处理水5的一部分分离至消泡配管108，通过喷淋喷头24而在第2贮存室12中形成的泡相的上部将含污泥处理水5以喷淋状散布。

消泡配管108的位置只要为抽提配管102上，则并无特别限定。但是，优选形成为破碎用喷射器23的下游侧的构成。在使消泡配管108的位置为破碎用喷射器23的下游侧的情况下，可以将通过破碎用喷射器23将数mm左右的棉絮状絮凝物破碎了的含污泥处理水5向喷淋喷头24供给。因此，在从喷淋喷头24将含污泥处理水5散布时，能够防止含污泥处理水5中的絮凝物引起的喷淋喷头24的阻塞。

作为通过喷淋喷头24而在第2贮存室12中形成的泡相的上部进行散布的液体，只要不是显著地招致曝气槽1内的活性污泥中所含的微生物的灭绝、及曝气槽1内的活性污泥的生物活性降低的液体，则并无特别限定。例如，能够使用处理水7、自来水等。但是，考虑水处理系统的运行成本的情况下，优选如图10中所示那样使用含污泥处理水5的构成。

在图10中，作为通过将液体以喷淋状散布而物理地将泡膜破坏的消泡手段的一例，示出喷淋喷头24。但是，也可使用其他公知的消泡手段。例如，可使用搅拌器、超声波破碎器等的装置作为消泡手段、物理地将泡膜破坏。另外，也可使用药剂添加装置作为消泡手段、通过消泡剂的添加而化学地将泡膜破坏。

在本实施方式7涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式6同样的效果。

另外，由于形成为在第2贮存室中设置喷淋喷头、在臭氧处理工序中向在第2贮存室中所形成的泡相散布喷淋状的液体的构成，因此能够物理地将泡相的泡膜破坏而进一步促进泡相的消灭，将在第2贮存室中所形成的泡相的体积控制得小。因此，能够使第2贮存室小型化、进一步将臭氧反应槽小型化。

另外，由于经由消泡配管而将喷淋喷头与抽提配管连接、将从曝气槽抽提至第1贮存室的含污泥处理水的一部分分离而供给至喷淋喷头，因此不必另外准备用于向第2贮存室的泡相进行散布的液体，能够抑制运行成本的增加。

实施方式8.

对于本发明的实施方式8涉及的水处理系统进行说明。在本实施方式8涉及的水处理系统中，基本的构成及动作与实施方式6相同，但不同点在于：在臭氧反应槽9内具有破碎用隔板25、及移送用隔板26，第1贮存室11具备破碎区段27、移送区段28、及污泥改性区段29。换言之，不同点在于：具备可执行破碎工序、移送工序、及污泥改性工序的构成。另外，不同点在于：在本实施方式8涉及的水处理系统中，将实施方式6及实施方式7涉及的水处理系统中设置的破碎用喷射器23去除，取而代之，具备破碎用循环泵30、破碎用循环喷射器31、破碎用循环配管109。应予说明，其中所述“改性”，是指改变污泥的组成及性质以使得能够有效地进行体积减少化处理。

图11是表示本实施方式8涉及的水处理系统的设备构成、控制系统、流程系统等的示意图。图中，对与实施方式6涉及的废水处理系统同样的构成设备、构件标注相同的符号，只要无特别需要，则省略说明。

在本实施方式8涉及的水处理系统中，将第1贮存室11通过破碎用隔板25及移送用隔板26分割为破碎区段27、移送区段28及污泥改性区段29。破碎用隔板25从第1贮存室11的下面向上方垂直设置(立设)，在与第1贮存室的上面之间形成空隙。移送用隔板26从第1贮存室11的上面向下方垂直设置，在与第1贮存室的下面之间形成空隙。因此，破碎区段27的上方与移送区段28的上方连通，移送区段28的下方与污泥改性区段29的下方连通，污泥改性区段29的上方与第2贮存室12的上方连通。在破碎区段27的上方，在比破碎用隔板25的上端的高度低的上部的位置设置有破碎用循环配管109，在破碎用循环配管109上设有破碎用循环泵30和破碎用循环喷射器31。破碎用循环喷射器31经由破碎用循环配管109而与破碎区段27的下部连接。破碎用隔板25的上端的高度比隔板10的上端的高度高。

对于实施方式8的水处理系统中的剩余污泥体积减少工艺进行说明。废水4流入曝气槽1后，抽提泵8以一定的周期起动，从曝气槽1将含污泥处理水抽提。将抽提的含污泥处理水经由抽提配管102而贮存于破碎区段27，通过溢流而向移送区段28自然下落。含污泥处理水从移送区段28的下方向污泥改性区段29的下方移动，被贮存于污泥改性区段29，通过溢流而向第2贮存室12自然下落，经由送回配管103而被送回曝气槽1。

如上述那样，在含污泥处理水5在曝气槽1、破碎区段27、移送区段28、污泥改性区段29、和第2贮存室12进行循环的循环过程中，将破碎用循环泵30起动，将在破碎区段27中贮存的含污泥处理水5的一部分从破碎区段27的上部抽提，使其从破碎区段27的下部流入。从破碎区段27的上部抽提的含污泥处理水5在破碎用循环喷射器31中与空气接触，将含污泥处理水中的微生物等形成的絮凝物破碎。此时，在相对于抽提泵8的流量、使破碎用循环泵30的流量为α倍的情况下，含污泥处理水5在α次破碎用循环喷射器31中通过α次。有时将在破碎用循环喷射器31中使含污泥处理水5与空气接触、实施絮凝物破碎处理的次数α以后称为“破碎次数α”。

在实施了絮凝物破碎处理的含污泥处理水5中，含有比重比较大的被破碎的污泥和比重比较小的液体。通过从破碎区段27的上部将含污泥处理水5抽提而使其流入破碎区段27的下部的构成，可在上部存在的絮凝物的尺寸变得比较小。

应予说明，也可采用从破碎区段27的下部将含污泥处理水5抽提而流入破碎区段27的上部的相反构成。在该相反构成中，由于从比重大的絮凝物可比较多地存在的破碎区段27的下部将含污泥处理水5抽提，因此能够提高破碎效率。

就在破碎区段27中实施了α次的絮凝物破碎处理的含污泥处理水5而言，通过溢流而移动至移送区段28。如上述那样，由于破碎用隔板25的上端的高度比隔板10的上端的高度高，因此破碎区段27中的含污泥处理水的液面高度比移送区段28中的含污泥处理水的液面高度高。

含污泥处理水5通过溢流从上方移动至移送区段28后，从移送区段28的下方侧移动至污泥改性区段29的下方侧。移送区段28与污泥改性区段29由于相互地在下方连通，因此实施了絮凝物破碎处理的含污泥处理水5中所含的比重大的被破碎了的污泥停留在污泥改性区段29的下方侧及污泥改性区段29的下方侧。

就在污泥改性区段29中贮存了的含污泥处理水5的一部分而言，通过将循环泵15起动而从污泥改性区段29的上部被抽提，流入污泥改性区段29的下部。就注入臭氧气体而位于污泥改性区段29的下方的含污泥处理水5而言，伴随着经由抽提泵8的从曝气槽1的含污泥处理水5的抽提和经由破碎区段27及移送区段28的移动，再次向上方移动，从上部使其循环。

就从污泥改性区段29的上部抽提的含污泥处理水5而言，在喷射器16中与臭氧气体接触而反应、被分解。含污泥处理水5在喷射器16中与臭氧气体接触时，由于已在破碎区段27中将絮凝物充分地破碎，因此与絮凝物状的污泥相比，与臭氧接触的污泥的表面积变得充分大，能够更高效率地使臭氧与污泥反应。其结果，能够削减为了使剩余污泥量减少所必需的臭氧注入量。因此，能够进一步使发泡量减少。

在此，对破碎区段27中的破碎次数α进行说明。破碎次数α可适当地设定以使得将含污泥处理水中的污泥中所含的絮凝物充分地破碎。如上述那样，充分地被破碎的絮凝物与没有被破碎的絮凝物相比，污泥的表面积大，与臭氧高效率地接触，因此能够将使剩余污泥量减少所必需的上述的式(1)的臭氧注入量的收敛值最大削减30％。由此，在是否将絮凝物充分地破碎了的判断中，能够将臭氧注入量的收敛值的削减率作为指标来适当地设定破碎次数α。

图12表示对于某特定的污泥、破碎用循环喷射器31的1次侧压力与充分的絮凝物破碎所必需的破碎次数α的关系。横轴表示破碎用循环喷射器31的1次侧的压力，纵轴表示必要的破碎次数α。

如图12中所示那样，存在破碎用循环喷射器31的1次侧的压力越大、则必需的破碎次数α越减少的倾向，在破碎用循环喷射器31的1次侧的压力为400kPa以下的范围内，随着1次侧压力增大，所必需的破碎次数α减小。另一方面，在破碎用循环喷射器31的1次侧的压力超过400kPa的范围，与1次侧压力无关地，所必需的破碎次数α成为一定值2。因此，在破碎用循环喷射器31的1次侧的压力比400kPa小的情况下，优选使破碎次数α为3或4，在破碎用循环喷射器31的1次侧的压力为400kPa以上的情况下，优选使破碎次数α为2。

在本实施方式8涉及的水处理系统中，能够获得与实施方式6同样的效果。

另外，在第1贮存室设置破碎区段、移送区段、及污泥改性区段，在污泥改性区段使含污泥处理水与臭氧气体反应前，在破碎区段将含污泥处理水中的微生物等形成的絮凝物破碎。因此，使污泥的表面积变大而有效地使臭氧与污泥反应，通过使为了减少剩余污泥量所必需的臭氧注入量减少，能够进一步使发泡量减少。

另外，由于形成在破碎区段设置破碎用循环配管、使在破碎区段中所贮存的含污泥处理水的一部分循环的构成，形成通过调节抽提泵的流量和破碎用循环泵的流量而使从曝气槽抽提的含污泥处理水与空气接触多次的构成，因此根据污泥的性状及絮凝物的大小等、通过仅1次的絮凝物破碎不能充分地微细化的污泥也能够充分地破碎。

另外，由于使得将破碎区段与移送区段分隔的破碎用隔板的上端的高度比将第1贮存室与第2贮存室分隔的隔板的上端的高度高、破碎区段中的含污泥处理水的液面高度比移送区段中的含污泥处理水的液面高度高，因此防止实施了絮凝物破碎处理的含污泥处理水与没有实施絮凝物破碎处理的含污泥处理水在破碎区段和移送区段中混杂。因此，只使实施了絮凝物破碎处理的含污泥处理水移动至移送区段28是容易的。

另外，由于移送区段与污泥改性区段相互地在下方连通，因此从移送区段移动至污泥改性区段的含污泥处理水中所含的污泥中，比重大的污泥停留在污泥改性区段下方侧及移送区段的下方侧，能够避免向污泥改性区段的上方侧缭绕上升的事态。因此，污泥改性区段的上方侧的含污泥处理水中所含的污泥成为只是充分地实施了破碎处理的污泥。能够有效地进行污泥改性区段中的臭氧处理引起的污泥的分解。

本发明并不限于如以上那样说明且记述的特定的细节和代表性的实施方式。对于本领域技术人员而言能够容易地导出的变形例和效果也包含在本发明中。因此，在不脱离由专利权利要求及其等同物定义的总括的发明的概念的精神或范围的范围内可以进行各种改变。

Claims (21)

1.一种水处理系统，其为使臭氧与含有污泥的应处理的含污泥处理水反应而进行处理的水处理系统，其特征在于，具备：

贮存含污泥处理水的第1贮存室；

使在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水向所述第1贮存室流入的流入手段；

从所述第1贮存室的下部注入臭氧而对在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中所含的污泥进行臭氧处理的臭氧处理部；和

上方与所述第1贮存室的上方连通、贮存从所述第1贮存室溢出的含污泥处理水的第2贮存室。

2.权利要求1所述的水处理系统，其特征在于，所述臭氧处理部具备：使从所述第1贮存室的上部被抽提的含污泥处理水与注入到所述第1贮存室的臭氧接触、且送入所述第1贮存室的下部的喷射器。

3.权利要求1或2所述的水处理系统，其特征在于，所述第2贮存室贮存含有通过所述臭氧处理而产生的泡的含污泥处理水。

4.权利要求1-3的任一项所述的水处理系统，其特征在于，在将所述第1贮存室的下方和所述第2贮存室的下方进行分隔的隔板的上面设有台阶高差。

5.权利要求1-4的任一项所述的水处理系统，其特征在于，所述第1贮存室的水平截面积比所述第2贮存室的水平截面积大。

6.权利要求1-5的任一项所述的水处理系统，其特征在于，通过所述臭氧处理部而被注入的臭氧的在所述第1贮存室中的上升线速度为50mm/s以下。

7.权利要求3-6的任一项所述的水处理系统，其特征在于，具备：

测定在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中的污泥浓度的污泥浓度测定器；和

基于所述污泥浓度测定器的测定结果，控制每单位时间从所述第1贮存室溢出的泡的量的浓度利用控制部。

8.权利要求1-7的任一项所述的水处理系统，其特征在于，具有使在所述第2贮存室中贮存的含污泥处理水从所述第2贮存室的下方流出的流出手段。

9.权利要求8所述的水处理系统，其特征在于，具备通过微生物处理而产生含污泥处理水的曝气槽，

所述流入手段使通过所述微生物处理而产生的含污泥处理水从所述曝气槽向所述第1贮存室流入，

所述流出手段使在所述第2贮存室中贮存的含污泥处理水从所述第2贮存室向所述曝气槽流出。

10.权利要求9所述的水处理系统，其特征在于，具备：

将所述曝气槽中的所述通过微生物处理而产生的含污泥处理水分离为污泥和处理水的固液分离部；

测定所述处理水的水质的水质测定器；和

基于所述水质测定器的测定结果来控制每单位时间从所述第1贮存室溢出的泡的量、及所述臭氧处理部中的臭氧注入量的水质利用控制部。

11.权利要求3-10的任一项所述的水处理系统，其特征在于，

所述第1贮存室具备：

将通过所述臭氧处理而由含污泥处理水所产生的泡进行保持的泡相形成部；和

将从所述泡相形成部溢出的泡向所述第2贮存室排出的泡相非形成部，

所述第2贮存室贮存从所述泡相非形成部排出的泡。

12.权利要求11所述的水处理系统，其特征在于，在所述泡相形成部中所保持的泡的上升线速度为50mm/s以下。

13.权利要求1-10的任一项所述的水处理系统，其特征在于，所述第1贮存室被分割为多个区段，具备：

将在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中所含的污泥进行破碎的破碎区段；

与所述臭氧处理部注入的臭氧进行反应而将含有在所述破碎区段中被破碎的污泥的含污泥处理水进行改性的污泥改性区段；和

上方与所述破碎区段的上方连通、下方与所述污泥改性区段的下方连通而将在所述破碎区段中污泥被破碎的含污泥处理水向所述污泥改性区段移送的移送区段。

14.权利要求1-13的任一项所述的水处理系统，其特征在于，所述臭氧处理部具备将所述臭氧进行浓缩而生成浓缩臭氧气体的臭氧浓缩器，

从所述第1贮存室的下部注入所述浓缩臭氧气体而进行所述臭氧处理。

15.权利要求14所述的水处理系统，其特征在于，所述浓缩臭氧气体的浓度为600mg/L以上且1000mg/L以下。

16.一种水处理方法，其为使臭氧与含有污泥的应处理的含污泥处理水反应而进行处理的水处理方法，其特征在于，具备：

使含污泥处理水向第1贮存室流入而进行贮存的第1贮存工序；

从所述第1贮存室的下部注入臭氧而对在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中所含的污泥进行臭氧处理的臭氧处理工序；和

在上方与所述第1贮存室的上方连通的第2贮存室中贮存从所述第1贮存室溢出的含污泥处理水的第2贮存工序。

17.权利要求16所述的水处理方法，其特征在于，所述臭氧处理工序具备：通过所述臭氧处理而由含污泥处理水产生泡的发泡工序，

所述第2贮存工序贮存含有在所述发泡工序中产生的泡的含污泥处理水。

18.权利要求17所述的水处理方法，其特征在于，所述第1贮存工序具备：

测定在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中的污泥浓度的污泥浓度测定工序；和

基于所述污泥浓度的测定结果，控制每单位时间从所述第1贮存室溢出的泡的量的浓度利用控制工序。

19.权利要求17或18所述的水处理方法，其特征在于，

所述第1贮存工序具备：

将含污泥处理水分离为污泥和处理水的固液分离工序；

测定所述处理水的水质的水质测定工序；和

基于所述水质测定工序中的测定结果来控制每单位时间从所述第1贮存室溢出的泡的量、及所述臭氧处理工序中的臭氧注入量的水质利用控制工序。

20.权利要求17-19的任一项所述的水处理方法，其特征在于，所述发泡工序还具备：在与所述第2贮存室的上方连通的所述第1贮存室的上方保持泡而形成泡相的泡相形成工序。

21.权利要求16-20的任一项所述的水处理方法，其特征在于，所述第1贮存工序具备：将在所述第1贮存室中贮存的含污泥处理水中所含的污泥进行破碎的破碎工序。